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Ana Isabel Gomes Moreira

AVALIAÇÃO DO IMPACTO DAS DESCARGAS DA ETAR DE

CASTRO DAIRE NO RIO PAIVA

DEPARTAMENTO DE BIOLOGIA

FACULDADE DE CIÊNCIAS DA UNIVERSIDADE DO PORTO

Porto, 2012

Ana Isabel Gomes Moreira

AVALIAÇÃO DO IMPACTO DAS DESCARGAS DA ETAR DE

CASTRO DAIRE NO RIO PAIVA

Tese submetida à Faculdade de Ciências da Universidade do Porto para a

obtenção de grau de Mestre em Biologia e Gestão da Qualidade da Água

DEPARTAMENTO DE BIOLOGIA

FACULDADE DE CIÊNCIAS DA UNIVERSIDADE DO PORTO

Dissertação orientada por:

Professor Doutor Nuno Formigo

Porto, 2012

Mestrado em Biologia e Gestão da Qualidade da Água

Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | i

AGRADECIMENTOS

A elaboração deste trabalho não teria sido possível sem a colaboração de pessoas que amavelmente quero

agradecer a sua contribuição.

Ao Prof. Doutor Nuno Formigo, expresso o meu sincero agradecimento, pela orientação, disponibilidade e

esclarecimento de dúvidas ao longo de todo o ano. Assim como o empréstimo de material e acompanhamento nas

horas passadas no laboratório. A confiança depositada pelo Prof. Nuno Formigo neste trabalho, e na minha

capacidade em o executar, nunca serão esquecidas.

Á Prof. Doutora Natividade Vieira pela amabilidade ao longo de todo o mestrado e pelo acompanhamento na

elaboração deste trabalho.

Ao Sérgio Caetano, presidente da Associação SOS Rio Paiva (Associação de Defesa do Vale do Paiva), pela

companhia nas saídas de campo, pelas longas conversas acerca do rio Paiva, e pela amizade. Aproveito também

para o felicitar pelo enorme empenho e esforço que dedica à preservação do rio Paiva.

À Vereadora do Ambiente Drª Lila Pinto, pelas informações acerca do funcionamento e características da ETAR de

Castro Daire.

Á Juliana Monteiro, Hugo de Moura, Ricardo Pinto e Rui Manuel Teixeira, pela ajuda e companhia na recolha dos

macroinvertebrados e pesca eléctrica. Sem dúvida não vou esquecer, estar nas margens do rio Paiva com vocês a

ouvir as explicações do Prof. Nuno Formigo.

Aos meus pais fenomenais, que não cansei de agradecer durante todo o meu percurso académico, e que sem

dúvida é um orgulho para mim sentir o dever cumprido para com eles. Agradeço toda a energia matinal, o carinho

de final do dia, e a preocupação em cada deslocação a Castro Daire. Agradeço o amor, a confiança, a força e

perseverança que me transmitem todos os dias.

Á minha irmã pelo carinho, incentivo, companhia, e por ter feito parte deste trabalho, porque mesmo não sendo da

área científica a sua ajuda, em conjunto com o meu cunhado, foram imprescindíveis.

Aos meus queridos amigos e amigas que me acompanharam neste percurso com vontade de auxílio constante, pela

companhia, pela alegria, e pelo mais importante, amizade.

Á turma do mestrado de Biologia e Gestão da Qualidade da Água de 2010-2012, pelo apoio prestado e

acompanhamento excepcionais.

A todos os professores que tive o privilégio de conhecer ao longo destes dois anos de estudo na FCUP.


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RESUMO

As Estações de Tratamento de Águas Residuais (ETARs) desempenham um papel importante na gestão dos

recursos hídricos, no que trata na diminuição da quantidade de matéria poluente das águas residuais,

posteriormente lançadas no ecossistema aquático. Por essa razão o desempenho das ETARs deve ser avaliado e

actualizado periodicamente, de forma a mitigar os impactos das descargas de águas residuais que não cumprem os

limites regulamentares, pondo em risco a qualidade da água dos rios, que terá influência na fauna e flora de todo o

ecossistema aquático.

A duração deste trabalho compreendeu 8 meses, de Novembro de 2011 a Junho de 2012. Foram definidos quatro

pontos de amostragem no rio Paiva, localizado a Norte de Portugal no concelho de Castro Daire. A metodologia

incluiu a caracterização físico-química, com periodicidade mensal, biológica e caracterização do habitat, na época

de Primavera.

Através da avaliação físico-química da água, apenas se verificaram resultados preocupantes no ponto de

amostragem nº3 (situado imediatamente a jusante da ETAR), principalmente nos seguintes parâmetros:

condutividade e concentração de amónia. A avaliação da comunidade de macroinvertebrados não indicou poluição

no rio Paiva. No entanto a diversidade obtida foi reduzida, e denota-se claramente a elevada presença de indivíduos

pertencentes à ordem Diptera, nomeadamente as famílias Chironomidae e Simullidae. O ponto de amostragem

situado mais próximo do local de descarga da ETAR apresentou os resultados piores na análise global dos

parâmetros medidos.

Com os resultados obtidos na execução deste trabalho espera-se que possam contribuir para trabalhos futuros, bem

como auxiliem na procura de soluções de gestão integrada dos habitats naturais do rio Paiva.


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | iii

ABSTRACT

Wastewater treatment plant (WWTP) has an important role in the management of water resources, in dealing with

the reduction of the quantity of wastewater pollutant matters, later released in the aquatic ecosystem. For this reason

the performance of WWTP should be reviewed and updated periodically in order to mitigate the impacts of

wastewater discharges that do not meet regulatory limits, endangering water quality of the rivers, which have

influence on the flora and fauna of the whole aquatic ecosystem.

The duration of this work took eight months, November 2011 to June 2012. Four sampling points were defined in the

Paiva River, located north of Portugal in the municipality of Castro Daire. The methodology included the physico-

chemical characterization, with monthly periodicity, and biological habitat characterization, in the Spring.

By evaluating physico-chemical characteristics of the water, it occur some warring results at the sampling point No. 3

(situated immediately downstream of the WWTP), mainly in the following parameters: conductivity and concentration

of ammonia. The evaluation of macroinvertebrate community did not indicate pollution in the river. However the

diversity obtained was reduced, and clearly denotes the high presence of individuals of the order Diptera, especially

the families Chironomidae and Simullidae. The sampling point located closest to the place of unloading of the WWTP

presented the worst results in overall analysis measured parameters.

With the results obtained in the execution of this work, it is expected that may contribute to future works, as well as to

assist in the search for solutions of integrated management of natural habitats of the Paiva river.


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ÍNDICE

1. INTRODUÇÃO ......................................................................................................................................... 2

1.1. ÁGUA E A QUALIDADE DA ÁGUA ...................................................................................................... 2 1.2. GESTÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA – DQA E OBJECTIVOS DO DESENVOLVIMENTO DO MILÉNIO .......... 3 1.3. ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ÁGUA RESIDUAL (ETAR)............................................................... 5

1.3.1. CARACTERIZAÇÃO DAS ÁGUAS RESIDUAIS (AR)..................................................................... 7 1.3.2. DIMENSIONAMENTO DAS ETAR ............................................................................................. 8 1.3.3. SISTEMAS DE TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUAIS ................................................................. 8

2. BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO PAIVA..................................................................................................... 11

2.1. LOCALIZAÇÃO ............................................................................................................................. 12 2.2. CARACTERIZAÇÃO FISIOGRÁFICA ................................................................................................. 12 2.3. CARACTERIZAÇÃO GEOLÓGICA E GEOMORFOLÓGICA ................................................................... 13 2.4. CARACTERIZAÇÃO CLIMÁTICA ...................................................................................................... 14 2.5. CARACTERIZAÇÃO DA FLORA E FAUNA ......................................................................................... 15 2.6. VALORES CONSERVACIONISTAS................................................................................................... 15 2.7. OCUPAÇÃO DO SOLO .................................................................................................................. 17 2.8. CARACTERIZAÇÃO SOCIOECONÓMICA .......................................................................................... 18 2.9. AMEAÇAS NA BACIA DO RIO PAIVA................................................................................................ 18

2.9.1. ETAR DE CASTRO DAIRE ................................................................................................... 19 3. OBJECTIVOS DO ESTUDO ..................................................................................................................... 20

4. METODOLOGIA ..................................................................................................................................... 22

4.1. SELECÇÃO E CARACTERIZAÇÃO DOS PONTOS DE AMOSTRAGEM .................................................... 22 4.1.1. PERIOCIDADE DE AMOSTRAGEM .......................................................................................... 27

4.2. PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS .................................................................................................. 27 4.2.1. PARÂMETROS MEDIDOS ― IN SITU‖ E MATERIAL ..................................................................... 28 4.2.2. PARÂMETROS MEDIDOS EM LABORATÓRIO E MATERIAL ......................................................... 28

4.3. PARÂMETROS BIOLÓGICOS .......................................................................................................... 28 4.3.1. COMUNIDADE DE MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS ...................................................... 30 4.3.1.1. ÍNDICES E MÉTRICAS BIOLÓGICOS ....................................................................................... 34 4.3.1.2. RECOLHA DE DADOS ........................................................................................................... 38 4.3.2. COMUNIDADE PISCÍCOLA .................................................................................................... 39 4.3.2.1. RECOLHA DE DADOS ........................................................................................................... 40 4.3.3. QUALIDADE DO HABITAT ..................................................................................................... 41

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO ................................................................................................................. 44

5.1. AVALIAÇÃO FÍSICO-QUÍMICA ........................................................................................................ 44 5.1.1. PARÂMETROS MEDIDOS ―IN SITU‖......................................................................................... 44 5.1.2. PARÂMETROS MEDIDOS EM LABORATÓRIO ........................................................................... 48

5.2. AVALIAÇÃO BIOLÓGICA ................................................................................................................ 51 5.2.1. COMUNIDADE DE MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS ...................................................... 51 5.2.2. COMUNIDADE PISCÍCOLA .................................................................................................... 54

5.3. QUALIDADE DO HABITAT .............................................................................................................. 55 6. CONCLUSÃO ........................................................................................................................................ 56


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ÍNDICE DE FIGURAS

Figura 1.1 - Representação da distribuição da água no planeta Terra. .............................................................................................. 2

Figura 1.2 - Sistemas de tratamento secundário em cada Estado-Membro.. ..................................................................................... 6

Figura 1.3 - Percentagem de população ligada aos diferentes tipos de tratamento de águas residuais ........................................... 7

Figura 1.4 - Exemplos de sistemas de tratamento biológico: Lamas activadas; Leitos percoladores e Discos biológicos. ............. 10

Figura 2.1 - Área da bacia hidrográfica do Douro ............................................................................................................................. 12

Figura 2.2 - Bacia Hidrográfica do rio Paiva e os seus afluentes ..................................................................................................... 13

Figura 2.3 – Zona classificada ao abrigo da Directiva Habitats ........................................................................................................ 16

Figura 2.4 - Identificação das espécies presentes nas zonas protegidas da RH Douro associadas a massas de água, ao abrigo da

Directiva Habitats .............................................................................................................................................................................. 17

Figura 2.5 - Classes de ocupação do solo por sub-bacia (2006). ..................................................................................................... 17

Figura 2.6 – ETAR de Castro Daire................................................................................................................................................... 19

Figura 4.1 – Pontos de amostragem no rio Paiva. ............................................................................................................................ 22

Figura 4.2 – Ponto de amostragem nº1............................................................................................................................................. 23

Figura 4.3 - Derrocada sobre a encosta. Janeiro 2012 ..................................................................................................................... 23


Figura 4.5 – Ponto de amostragem nº3 – Local de descarga da ETAR de Castro Daire. ................................................................ 25

Figura 4.6 – proliferação de algas no ponto de amostragem nº3 ..................................................................................................... 25


Figura 4.8 - Níveis hierárquicos de um ecossistema que respondem a perturbações antropógenicas ou naturais de stress.. ....... 33

Figura 4.9 – Macroinvertebrados bentónicos bioindicadores da qualidade da água. ....................................................................... 37

Figura 5.1 – Variação espácio-temporal da temperatura da água (°C) ............................................................................................ 47

Figura 5.2 - Valor médio de temperatura da água obtido em cada ponto de amostragem .............................................................. 47

Figura 5.3 - Variação espácio-temporal do oxigénio dissolvido (mg/l) .............................................................................................. 48

Figura 5.4 – Valor médio de oxigénio dissolvido obtido em cada ponto de amostragem. ................................................................ 48

Figura 5.5 - Variação espácio-temporal do pH. ................................................................................................................................. 49

Figura 5.6 - Valor médio de pH obtido em cada ponto de amostragem. .......................................................................................... 49

Figura 5.7 - Variação espácio-temporal da condutividade (µS/cm) .................................................................................................. 50

Figura 5.8 - Valor médio de condutividade obtido em cada ponto de amostragem .......................................................................... 50

Figura 5.9 - Variação espácio-temporal da carência bioquímica de oxigénio (mg O2/l) ................................................................... 51

Figura 5.10 - Valor médio de carência bioquímica de oxigénio obtido em cada ponto de amostragem .......................................... 51

Figura 5.11 - Variação espácio-temporal da amónia (mg/l). ............................................................................................................. 52

Figura 5.12 - Valor médio de amónia obtido em cada ponto de amostragem. ................................................................................. 52

Figura 5.13 – Variação espácio-temporal do nitrato (mg/l). .............................................................................................................. 53

Figura 5.14 - Variação espácio-temporal do fosfato (mg/l). .............................................................................................................. 53

Figura 5.15 - Variação espácio-temporal do número de indivíduos de cada unidade sistemática. .................................................. 55

Figura 5.16 – Resultados relativos à percentagem de Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera, nos quatro pontos de

amostragem ....................................................................................................................................................................................... 56

Figura 5.17 – Resultados relativos à percentagem da ordem Diptera e da família Chironomidae, nos quatro pontos de

amostragem ....................................................................................................................................................................................... 56

Figura 5.18 – Variação dos valores do índice de diversidade de Shannon-Weaver (H´) e do índice de equitabilidade de Pielou (E)

da comunidade de macroinvertebrados bentónicos.......................................................................................................................... 57

Figura 5.19_Valores obtidos para os índices de QBR e AVH. .......................................................................................................... 58

Figura I - Esquema conceptual do sistema de classificação no âmbito da Diretiva-Quadro da Água.......................................... XXIV


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Figura II - Elementos de Qualidade Biológica relevantes para a avaliação do Estado Ecológico . .............................................. XXIV

Figura III - Normas de Qualidade aplicáveis a troços caracterizados como águas piscícolas. .................................................... XXVI

Figura IV - Valores de temperatura do ar (˚C) verificados na estação de Viseu, para o período de 1961-1990 . ...................... XXVIII

Figura V - Valores de precipitação (mm) verificados na estação de Viseu, para o período de 1961-1990. ............................... XXVIII

Figura VI - Valores de velocidade média (km/h) e frequência (%) de vento verificados na estação de Viseu, para o período de

1961-1990 ..................................................................................................................................................................................... XXIX

Figura VII - Valores de humidade relativa do ar (%) verificados na estação de Viseu, para o período de 1961-1990 . ............ XXIX

ÍNDICE DE TABELAS

Tabela 2.1 - Disponibilidades hídricas em regime natural, em ano seco, médio e húmido .............................................................. 13

Tabela 2.2 - Dados da Estação climatológica de Viseu .................................................................................................................... 14

Tabela 4.1 – Descrição sumária dos parâmetros medidos nas amostragens. ................................................................................. 27

Tabela 4.2 – Características que definem uma espécie como sendo bom indicador biológico ....................................................... 33

Tabela 5.1- Resultados obtidos dos índices bióticos ........................................................................................................................ 54

Tabela 5.2- Resultados obtidos na amostragem da comunidade píscicola através da pesca eléctrica ........................................... 57

Tabela 5.3 – Valores obtidos para as quatro métricas consideradas no índice QBR ....................................................................... 58

Tabela 5.4 - Valores obtidos nos índices de qualidade do habitat (QBR e AVH) ............................................................................. 58

Tabela I - Resultados obtidos ao longo das amostragens realizadas referentes aos parâmetros físico-químicos ........................... III

Tabela II - Classificação dos cursos de água superficiais de acordo com as características de qualidade para usos múltiplos....... V

Tabela III - Significado das classes de qualidade para usos múltiplos .............................................................................................. V

Tabela IV - Resultados da colheita de macroinvertebrados no ponto de amostragem nº1 ............................................................. VII

Tabela V - Resultados da colheita de macroinvertebrados no ponto de amostragem nº2 .............................................................. VII

Tabela VI - Resultados da colheita de macroinvertebrados no ponto de amostragem nº3 ............................................................ VIII

Tabela VII - Resultados da colheita de macroinvertebrados no ponto de amostragem nº4 ............................................................. IX

Tabela VIII - Ficha de campo para amostragem de macroinvertebrados bentónicos ........................................................................ X

Tabela IX - Valores de referência para os diferentes tipos de rios de Portugal continental ............................................................. XI

Tabela X - Mediana dos valores de referência e fronteirass para os tipos de rios de Portugal continental ..................................... XI

Tabela XI - Medidas bioindicadoras avaliadas e resposta esperada correspondente, após impacte negativo no ecossistema .... XII

Tabela XII - Limites práticos de identificação considerados para a determinação do Índice Biológico Belga (IBB)l ...................... XII

Tabela XIII - Quadro-Padrão de Tuffery e Verneaux, utilizado para o cálculo do Índice Biológico Belga (IBB) ............................. XIII

Tabela XIV - Classes de qualidade, com significado dos valores IBB, e cores correspondentes a cada classe ........................... XIII

Tabela XV - Pontuações atribuídas às diferentes famílias de macroinvertebrados aquáticos para o cálculo de BMWP´ ............. XIV

Tabela XVI - Classes de qualidade, significado dos valores do BMWP´ e cores correspondentes a cada classe ........................ XIV

Tabela XVII – Resuldados da pesca eléctrica nos pontos de amostragem nº1 e nº3 .................................................................... XVI

Tabela XVIII – Ficha para calcular o índice de Avaliação Visual do Habitat (AVH) ........................................................................ XVI

Tabela XIX – Ficha para calcular o índice de Qualidade do Bosque de Ribeira (QBR) .................................................................. XX

Tabela XX – Determinação do tipo geomorfológico da zona ripária para o cálculo do índice de QBR .......................................... XXI

Tabela XXI – Classes e respectivo significado dos valores do índice QBR e cores correspondentes a cada classe .................. XXII

Tabela XXII – Sensibilidade dos elementos de qualidade biológica a diferentes pressões antropogénicas em rios .................. XXV

Tabela XXIII – Limiares máximos para os parâmetros físico-químicos gerais para o estabelecimento do Bom Estado Ecológico

em rios ........................................................................................................................................................................................... XXV


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INTRODUÇÃO

Água e a Qualidade da água

Gestão da Qualidade da água – DQA e Objectivos do Desenvolvimento do Milénio

Estações de Tratamento de Água Residual (ETAR)



1. INTRODUÇÃO

1.1. ÁGUA E A QUALIDADE DA ÁGUA

A água é essencial para a existência de todos os organismos, e a qualidade da água é fundamental para todas

as funções que esta desempenha na subsistência de todos os seres vivos do planeta (Speight, 1999).

Os habitats de água doce ocupam uma pequena porção da superfície terrestre, quando comparados com os

terrestres e os marinhos, no entanto, a sua importância para o Homem é de longe muito maior do que a respectiva

área (Odum, 2004).

Mais de 70% da superfície do planeta Terra é coberta por água (Cortes, 1997), sendo que 97,5% é água

salgada, e apenas 2,5% de água doce (Figura 1.1). Quase 70% da água doce está congelada nas grandes calotes

polares da Antárctica e Gronelândia, uma porção está presente como humidade do solo, ou encontra-se em

aquíferos subterrâneos profundos não acessíveis ao uso humano. A quantidade de água doce acessível para uso

humano directo é menor a 1% da totalidade de água doce no planeta (aproximadamente 0,007%) (Gordon et al.,

1992; Postel et al., 1996). Esta percentagem de água encontra-se distribuída em lagos, rios, reservatórios e fontes

subterrâneas possíveis de serem exploradas através de um custo acessível.

Figura 1.1 - Representação da distribuição da água no planeta Terra (MAOT, 2002).

Os rios caracterizados pelo seu carácter unidireccional são ecossistemas abertos e dinâmicos, interligados com

a bacia de drenagem, e com papel importante no ciclo hidrológico. Os processos dominantes que operam nos

sistemas dulciaquícolas são a erosão e deposição (Jeffries & Mills, 1990).

A história humana sempre foi moldada pelos rios, que fornecem água doce, permitem o transporte de pessoas e

mercadorias, e por ser um local de despejo de águas sujas (Odum, 1993).



Uma fonte abundante de água potável e utilizável é um requisito básico para muitos dos usos fundamentais da

água que os seres humanos dependem. Estes incluem, mas não estão limitados a (Carr & Neary, 2008):

Água para consumo e abastecimento público;

Água utilizada na agricultura e aquacultura;

Água utilizada na indústria;

Água usada para recreação, e

Água usada para geração de energia eléctrica.

De acordo com Carr & Neary (2008), a qualidade de qualquer corpo de água, superficial e subterrâneo, é

normalmente avaliada em função de influências naturais e/ou actividades humanas. Sem influências humanas, a

qualidade da água seria determinada pela composição mineral das formações rochosas predominantes, pelos

processos atmosféricos de evapotranspiração e de deposição de substâncias pelo vento, pela lixiviação natural da

matéria orgânica e nutrientes do solo, por factores hidrológicos do escoamento, e por processos biológicos dentro

do ambiente aquático que podem alterar a física e composição química da água. Como resultado, a água no estado

natural e sem perturbações antropogénicas contém muitas substâncias dissolvidas e partículas não dissolvidas.

Sais dissolvidos e minerais são componentes necessários da água de boa qualidade, pois ajudam a manter a saúde

e vitalidade dos organismos que dependem deste serviço do ecossistema (Stark et al. (2000); UNEP GEMS (2007);

Carr & Neary (2008)).

A disponibilidade e as características físicas, químicas, biológicas da água afectam a capacidade dos ambientes

aquáticos para manter ecossistemas saudáveis, na medida em que os serviços do ecossistema podem ser perdidos

(Carr & Neary, 2008). A contaminação por organismos patogénicos, metais pesados, e produtos químicos tóxicos; a

introdução de espécies não nativas; e mudanças na acidez, temperatura e salinidade da água podem causar danos

nos ecossistemas aquáticos e tornar a água imprópria para uso humano (UNEP, 2010).

Os problemas relacionados com a qualidade da água podem ser divididos em quatro categorias.

A primeira reside nas preocupações de contaminação biológica, tais como bactérias e organismos patogénicos.

O tratamento inadequado de dejectos de humanos e de animais é a principal causa deste tipo de contaminação da

água.

A segunda categoria diz respeito à poluição que surge de diferentes tipos de uso do solo e da gestão do mesmo

e inclui sedimentos, nutrientes e produtos químicos para controlo de pragas.

O terceiro tipo engloba os compostos químicos que são subprodutos de diferentes tipos de produção industrial e

são emitidos pelo uso desses produtos. Os poluentes nesta categoria variam significativamente e incluem tanto

compostos orgânicos e inorgânicos. Têm um alto grau de processamento industrial em comum.

A quarta categoria contém os poluentes emergentes e inclui produtos farmacêuticos, xenobióticos e disrruptores

endócrinos. Estas substâncias são altamente activas biologicamente e podem ter efeitos significativos sobre os

seres humanos e no ambiente, mesmo em doses baixas (World Water Week, 2010).

A sociedade actual, como a conhecemos, está a enfrentar uma crise global de qualidade da água. O contínuo

crescimento populacional, a extensa urbanização, a rápida industrialização e a expansão e intensificação da



produção de alimentos estão a aumentar as pressões sobre os recursos hídricos, ao mesmo tempo que favorecem

também as descargas desreguladas ou ilegais de água contaminada para os sistemas naturais aquáticos (Corcoran

et al., 2010). Os maiores efeitos sobre a hidrologia, qualidade da água e biologia aquática ocorrem em áreas com a

maior densidade de população humana ou onde a interrupção da cobertura vegetal natural é substancial (Stark et

al., 2000).

A palavra poluição vem do latim pollutionem e significa sujar (Warren, 1971). A prevenção da poluição

consegue-se pela redução ou eliminação dos contaminantes na fonte, antes que contaminem os recursos hídricos, e

quase sempre constitui a forma mais barata, fácil e mais efectiva de protecção da qualidade da água. As estratégias

de prevenção da poluição reduzem ou eliminam o uso de substâncias perigosas, poluentes, e de contaminantes

(UNEP, 2010).

O estabelecimento de um padrão de qualidade de água define as metas para os cursos de água, ou uma parte

deles, designando o uso ou usos que devem ser feitos da água, define critérios necessários para proteger esses

usos, evitando a degradação da qualidade da água através de disposições que impeçam a deterioração da mesma

(Barbour et al., 1999).

1.2. GESTÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA – DQA E OBJECTIVOS DO DESENVOLVIMENTO DO MILÉNIO

A Directiva 2000/60/CE do Parlamento Europeu e do Conselho comummente designada por Directiva Quadro da

Água (DQA) entrou em vigor no dia 22 de Dezembro de 2000 e estabelece um quadro de acção comunitária no

domínio da política da água (Lei 58/2005 e Decreto-Lei 77/2006).

De acordo com estes diplomas legais ficou estabelecido que os Estados-Membros devem procurar alcançar,

pelo menos, o objectivo de um bom estado das águas em 2015, através da definição e execução de medidas

necessárias em programas integrados de medidas, tendo em conta as exigências comunitárias em vigor. Nos casos

em que o estado da massa de água já seja bom, esse estado deverá ser mantido. A DQA também tem como

objectivo conseguir a eliminação das substâncias poluentes prioritárias.

Actualmente é imprescindível erradicar a visão antropocêntrica e utilitária da qualidade da água que o Homem

tem sobre os recursos dulciaquícolas. A DQA veio introduzir uma visão ecológica da qualidade da água, que

assentam em dois conceitos principais, que são o de que a avaliação da qualidade da água é feita através da

caracterização das comunidades biológicas que nela habitam e o uso de bioindicadores como ferramenta importante

na avaliação do estado ecológico das massas de água (INAG, 2006; UNEP, 2010).

Sendo assim, para as águas de superfície o bom estado é definido pela obtenção do bom estado ecológico e o

bom estado químico. O estado ecológico para as massas de água de superfície é determinado principalmente pelo

desvio entre as características das comunidades de organismos aquáticos que estão presentes em situações

naturais de referência, e as características dessas mesmas comunidades quando sujeitas a uma pressão. O estado

ecológico é também caracterizado por parâmetros físico-químicos, como por exemplo, a temperatura e o oxigénio

dissolvido, e por características hidromorfológicas, como a vegetação ribeirinha, o caudal, a profundidade, entre

outros (INAG, 2006).



Anteriormente à implementação da DQA era comummente utilizada a classificação da qualidade da água para

usos múltiplos (INAG, 2004). Esta classificação permite obter informação sobre os usos que potencialmente podem

ser considerados na massa de água classificada, que define cinco classes de qualidade da água superficial para

usos múltiplos (Excelente a Muito Má).

Em 2000, na reunião do Milénio da Assembleia Geral das Nações Unidas foram estabelecidos oito objectivos do

Desenvolvimento do Milénio, com metas a serem alcançadas até 2015, com a finalidade de acelerar a redução da

pobreza e o desenvolvimento sócio-económico. A gestão da qualidade da água contribui directa e indirectamente

para a consecução das metas definidas pelos oito objectivos, embora esteja mais intimamente ligada a metas

específicas do sétimo objectivo, para garantir a sustentabilidade ambiental (Carr & Neary, 2008).

O futuro da qualidade da água às escalas local, regional e global depende de investimentos de indivíduos,

comunidades e governos a todos os níveis para assegurar que os recursos hídricos são protegidos e geridos de

forma sustentável (Millenium Ecosystem Assessment (2005); UNEP GEMS (2007)).

1.3. ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ÁGUA RESIDUAL (ETAR)

A gestão dos resíduos refere-se a um sistema organizado para a manipulação dos resíduos na qual substâncias

químicas passam por percursos adequados levando à sua redução ou eliminação de forma a proteger o ambiente

receptor (Speight, 1999).

Essa gestão em todas as fases, de produção, manipulação, armazenamento, transporte, processamento,

tratamento e eliminação final, constitui um imperativo político e social relativamente recente (Petts & Eduljee, 1994).

Anteriormente à existência das Estações de Tratamento de Água Residual as águas ―usadas‖ eram

transportadas e despejadas em bruto no mar ou em rios. Além da imperativa necessidade de consumo e de fácil

acessibilidade de água potável, a urgência de eliminar de forma rápida as águas residuais foi um dos importantes

factores que contribuíram para que o início de muitas cidades fosse próximo a habitats aquáticos.

Com a construção de uma vasta rede de saneamento na Roma antiga com seu elemento central, a cloaca

máxima, no século V a.C. (Platner, 2001), deu-se o pico de tratamento de águas residuais na antiguidade

(Ruhrverband, s/data). No entanto, na idade média, as cidades literalmente estavam afogadas no lixo que

produziam e que não eliminavam de forma coerente. A Revolução Industrial no século XIX agravou o problema das

águas residuais, o crescimento das cidades tornou-se mais rápido, produzindo-se inéditas quantidades de águas

residuais e, pela primeira vez na história da humanidade, essas águas continham grandes quantidades de resíduos

tóxicos provenientes de processos industriais (Ruhrverband, s/data).

Actualmente a população da União Europeia, com os 27 Estados-Membros, é cerca de 500 milhões habitantes e

as águas residuais geradas e provenientes das indústrias são a maior fonte de poluição das águas europeias. As

descargas de águas residuais podem levar à contaminação dos recursos dulciaquícolas, à perda da biodiversidade,

podem afectar o abastecimento de água potável e, portanto, têm consequências importantes para o público em

geral, nomeadamente no que se incide sobre a saúde pública. Estes impactos, por sua vez podem ter sérias

consequências negativas para a economia, em sectores como o turismo (UE, 2009).



Nos últimos 15-20 anos, o tratamento de águas residuais em todas as partes da Europa tem vindo a melhorar

(Figura 1.2). De acordo com a Agência Europeia do Ambiente, cerca de 80% da população está ligada ao

tratamento de águas residuais no Norte e nos países da Europa meridional. A taxa de ligação em países da Europa

Central é ainda maior, com 90%. A percentagem da população ligada ao tratamento de águas residuais no sul, do

Sudeste e leste da Europa tem aumentado durante os últimos dez anos, mas ainda é relativamente baixa em

comparação com a Europa Central e Setentrional (EEA, 2011).

Figura 1.2 - Sistemas de tratamento secundário em cada Estado-Membro. Portugal tem dos níveis mais baixos de tratamento secundário, com 71% de carga de poluição (UE, 2009).

Portugal é um dos países que genericamente pode-se assumir que dispõe actualmente serviços de saneamento

de águas residuais com qualidade aceitável, contudo existem muitas situações a melhorar (Figura 1.3). Na última

década o país evoluiu em termos de cobertura de população de cerca de 62 para cerca de 71% em saneamento de

águas residuais urbanas, sendo que a meta para 2006 era de 90% (IRAR, 2007).



Figura 1.3 - Percentagem de população ligada aos diferentes tipos de tratamento de águas residuais (EEA, 2011)

1.3.1. CARACTERIZAÇÃO DAS ÁGUAS RESIDUAIS (AR)

De acordo com as definições presentes no Decreto-Lei nº 236/98, de 1 de Agosto, as águas residuais podem

ser classificadas por:

Águas residuais domésticas: águas residuais de instalações residenciais e serviços, essencialmente

provenientes do metabolismo humano e de actividades domésticas;

Águas residuais industriais: todas as águas residuais provenientes de qualquer tipo de actividade que não

possam ser classificadas como águas residuais domésticas nem sejam águas pluviais;

Águas residuais urbanas: águas residuais domésticas ou a mistura destas com águas residuais industriais ou

com águas pluviais.

As águas residuais domésticas e as provenientes das diferentes indústrias representam uma pressão

significativa sobre o meio ambiente e o tratamento deve ser exigido antes da descarga (ONU (2008); UNEP (2010)).

Dos efluentes de águas residuais pode resultar um aumento dos níveis de nutrientes, habitualmente relacionados

com proliferação de plantas aquáticas (Tchobanoglous et al., 2003), redução do oxigénio dissolvido, destruição dos

habitats aquáticos devido à sedimentação e aumento de detritos, como também do fluxo de água, toxicidade aguda

e crónica na comunidade aquática por contaminantes químicos, bem como a bioacumulação na cadeia alimentar

(ONU, 2008).

A situação predominante é o tratamento integrado de águas residuais domésticas e industriais. Isto implica uma

adaptação do sistema de tratamento às características das águas afluentes, principalmente das águas residuais

industriais, pois estas têm uma composição muito variada, de acordo com a tipologia da sua origem (ONU, 2008).



As águas residuais são caracterizadas em termos físicos, químicos e biológicos, constituídas, entre outros, por

matéria orgânica biodegradável e inorgânica, sólidos grosseiros, areias, gorduras, nutrientes, organismos

patogénicos, poluentes prioritários, sendo necessário remover antes da sua descarga no meio hídrico receptor

(Tchobanoglous et al., 2003).

Após a descarga de águas residuais a concentração de poluentes em águas receptoras é inicialmente alta,

diminuindo à medida que a distância ao ponto de descarga aumenta (Abel, 2006).

É frequente que a composição das águas residuais mostre um padrão, quer sazonal, diurno ou mesmo em

algumas horas do dia. A maioria das estações de tratamento de AR apresenta picos periódicos de entrada de

acordo com os padrões de uso da água (Abel, 2006).

1.3.2. DIMENSIONAMENTO DAS ETAR

O tratamento das águas residuais é caro, e para elaborar processos custo-benefício do tratamento é necessário

identificar os componentes do efluente, que causam os maiores danos ao meio ambiente. Isto porque normalmente

é impossível conceber um processo economicamente viável, que seja igualmente eficaz no tratamento de todos os

componentes de um efluente complexo (Abel, 2006). As ETAR podem receber águas residuais com diferentes

composições, o que implica a adopção de diferentes tipos de operações e processos de tratamento adequados em

função do tipo de águas residuais a tratar (Simões et al., 2008).

Os dois parâmetros mais importantes na caracterização de águas residuais afluentes à ETAR, e essenciais para

o seu dimensionamento, são o caudal e a quantidade de carga poluente.

1.3.3. SISTEMAS DE TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUAIS

O tratamento de AR é constituído por duas fases distintas, que são (Simões et al., 2008):

Fase líquida: cujo objectivo é o tratamento da AR de forma a cumprir as condições exigidas na licença de

descarga, para posterior rejeição no meio receptor.

Fase sólida: constitui o tratamento adequado aos sólidos removidos da AR na fase líquida.

Os métodos de tratamento em que predominam a aplicação de forças físicas são conhecidos como operações

unitárias, enquanto os métodos de tratamento em que a remoção de contaminantes é realizada por reacções

químicas ou biológicas são conhecidos como processos de unidade. As operações unitárias e processos são

agrupados para fornecer vários níveis de tratamento, conhecidos como preliminar, primário, secundário (com ou

sem remoção de nutrientes) e tratamento terciário ou avançado (Tchobanoglous et al., 2003).

Dado o âmbito deste trabalho será dada maior relevância à fase líquida do tratamento de águas residuais.

Tratamento Preliminar

O tratamento preliminar consiste num conjunto de operações físicas para remover da AR os materiais

grosseiros, areias, gorduras, entre outros (Tchobanoglous et al., 2003). Os órgãos/ métodos possíveis de aplicação

nesta fase são, por exemplo (Abel, 2006):



Gradagem;

Desarenação;

Remoção de óleos e gorduras.

Tratamento Primário

O tratamento primário é constituído unicamente por processos físico-químicos, e tem como objectivo principal

remover os sólidos facilmente sedimentáveis (Tchobanoglous et al., 2003). Nesta etapa procede-se ao pré-

arejamento das águas, equalização do caudal, neutralização da carga do efluente a partir de um tanque de

equalização e, seguidamente, procede-se à separação de partículas líquidas e/ou sólidas através de processos de

floculação, para os sedimentos se tornarem maiores e serem mais facilmente decantados, e sedimentação (Cruz,

1997).

É pretendido que a carência bioquímica de oxigénio das AR seja reduzida, no mínimo, em 20% e que o total de

partículas sólidas em suspensão seja reduzido, no mínimo, em 50% (UN, 2008).

Tratamento Secundário

O tratamento secundário é constituído normalmente por processos biológicos, e visa a remoção da matéria

orgânica biodegradável existente no efluente (Warren, 1971), na forma coloidal, dissolvida ou suspensa, que não foi

retirada no tratamento primário. O tratamento secundário pode ainda ser dimensionado para a remoção de

nutrientes, como o fósforo e o azoto (Tchobanoglous et al., 2003). Tratam-se de processos biológicos pois a AR fica

em contacto com um meio ―rico‖ em microrganismos que vão metabolizar a matéria orgânica presente. Ao ser

metabolizada a matéria orgânica é retirada da fase líquida e é incorporada na biomassa. É no denominado reactor

biológico, que a matéria orgânica da água residual contacta com os microrganismos aeróbios que têm como função

a oxidação dessas partículas orgânicas. Durante este processo formam-se flocos biológicos em suspensão,

resultantes da floculação de partículas coloidais orgânicas e inorgânicas e dos microrganismos – lamas activadas.

O material em suspensão é removido por decantação secundária. Os processos biológicos podem ocorrer em

ambientes aeróbios (na presença de oxigénio), anaeróbios (sem oxigénio), anóxicos (ausência de oxigénio

dissolvido e na presença de nitritos e/ou nitratos. Os reactores biológicos podem estar divididos em três partes, 1.

Uma zona anaeróbia para remoção de fósforo, 2. Uma zona aeróbia (com injecção de oxigénio) para oxidação da

matéria orgânica e 3. Uma zona anóxica (sem arejamento) onde ocorre a nitrificação e desnitrificação necessárias à

remoção do azoto. É para esta fase que existe a maior variedade de sistemas de tratamento, podendo ser de

biomassa fixa ou suspensa, ou sistemas combinados.

É possível atingir uma remoção no mínimo até 70% da carência bioquímica de oxigénio (CBO) e da carência

química de oxigénio (CQO) no mínimo de 75% (UN, 2008).

Os sistemas de tratamento biológico de biomassa suspensa (os dois primeiros) e de biomassa fixa (os

restantes) são (Figura 1.4):

Lamas activadas,

Lagoas,

Leitos percoladores,



Discos biológicos e,

Biofiltros.

Figura 1.4 – Exemplos de sistemas de tratamento biológico: Lamas activadas; Leitos percoladores e Discos biológicos.

Tratamento Terciário

Por último, o tratamento terciário ou de afinação tem como finalidade complementar as etapas de tratamento

anteriores, quer pela exigência de qualidade do meio receptor quer pelos usos previstos para o mesmo. Este

tratamento poderá ter como objectivo a remoção de determinados poluentes que se mantém na água após terem

passado pelos tratamentos anteriores, como partículas dificilmente sedimentáveis, microrganismos patogénicos,

nutrientes, principalmente azoto e fósforo, ou compostos como herbicidas e pesticidas (Simões et al. (2008); EEA

(2011)).

As eficiências de tratamento que definem um tratamento terciário são os seguintes, até 95% de CBO, 85% de

CQO, e pelo menos uma das condições seguintes (UN, 2008):

Remoção de azoto – 70%

Remoção de fósforo – 80%

Remoção microbiológica atingir na densidade de coliformes fecais -menos 1000 em 100 ml

Tipicamente é realizada desinfecção como componente final deste tratamento (Tchobanoglous et al., 2003).

Pode ser necessário o tratamento de odores resultantes em geral por gases produzidos pela decomposição de

matéria orgânica ou por substâncias adicionadas às águas residuais. Os gases comummente encontrados nas

águas residuais não tratadas incluem o nitrogénio (N2), o oxigénio (O2), o dióxido de carbono (CO2), o sulfureto de

hidrogénio (H2S), a amónia (NH3) e o metano (CH4). Tendo em conta a importância dos odores no domínio da

gestão das águas residuais, é apropriado considerar os efeitos que produzem, como eles são detectados, a sua

caracterização e medição (Tchobanoglous et al., 2003).



BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO PAIVA

Localização

Caracterização Fisiográfica

Caracterização Geológica e Geomorfológica

Caracterização Climática

Caracterização da Flora e Fauna

Valores Conservacionistas

Ocupação Sócio-Económica

Ameaças na Bacia do paiva

ETAR de Castro Daire



2. BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO PAIVA

Uma bacia hidrográfica compreende a área terrestre a partir da qual todas as águas fluem, através de uma

sequência de ribeiros, rios e eventualmente lagos, para o mar, desembocando numa única foz, estuário ou delta

(INAG, 2001).

2.1. LOCALIZAÇÃO

Situado a Norte de Portugal o rio Paiva é a linha de água principal das sub-bacia do Paiva, inserida, em termos

hidrográficos, na bacia hidrográfica do Douro (ADDP, 2007; ARH-N, 2011b) (Figura 2.1).

Figura 2.1 - Área da bacia hidrográfica do Douro (ARH-N, 2011a)

A sub-bacia do Paiva abrange doze concelhos: Arouca, Castelo de Paiva, Castro Daire, Cinfães, Lamego,

Moimenta da Beira, São Pedro do Sul, Satão, Sernancelhe, Tarouca, Vila Nova de Paiva e Viseu (ARH-N, 2011b).

Sendo que, o rio Paiva atravessa nove concelhos (Moimenta da Beira, Sernancelhe, Sátão, Vila Nova de Paiva,

Castro Daire, São Pedro do Sul, Arouca, Cinfães e Castelo de Paiva) (Boaventura, 2004).

2.2. CARACTERIZAÇÃO FISIOGRÁFICA

O rio Paiva nasce no planalto da Nave, na Serra de Leomil, a cerca de 1 000 m de altitude, no concelho de

Moimenta da Beira e desagua em Castelo de Paiva, na margem esquerda do rio Douro, no Lugar do Castelo em

Castelo de Paiva depois de percorrer cerca de 110 km (Oliveira et al., (1999); Boaventura (2004); ADDP (2007),

ARH-N (2011b)).

Os rios Touro ou Côvo, rio Paivó, Mau, Vidoeiro, Sonso, Tenente, Cabril e Ardena com nascentes, a maioria, na

Serra do Montemuro desaguam na margem direita do Paiva e são rios de perfil longitudinal declivoso, de feição

marcadamente torrencial, com grandes e impetuosos caudais nas épocas de maior pluviosidade (Oliveira et al.



(1999); Boaventura (2004)). Na margem esquerda o número de afluentes é significamente menor, sendo de

salientar um outro rio chamado Paivó, que nasce na Serra da Coelheira, e a ribeira de Reriz (Oliveira et al. (1999);

Boaventura (2004)) (Figura 2.2).

A sub-bacia do rio Paiva abrange 3 dos 15 tipos de rio definidos para Portugal continental, nomeadamente, os

Rios Montanhosos do Norte (M), os Rios do Norte de Pequena Dimensão (N1;≤100) e os Rios do Norte de Média-

Grande Dimensão (N1; ≥100) (INAG, I.P. (2008a); PGRH Douro (2011)).

Figura 2.2 - Bacia Hidrográfica do rio Paiva e os seus afluentes (Boaventura, 2004)

As disponibilidades hídricas para a sub-bacia do Paiva, em regime natural, em seco (20% de probabilidade de

não excedência), médio (50% de probabilidade de não excedência) e ano húmido (80% de probabilidade de não

excedência), podem ser consultados na seguinte tabela, respectivamente (PGRH Douro, 2011) (Tabela 2.1).

Tabela 2.1 - Disponibilidades hídricas em regime natural, em ano seco, médio e húmido (ARH-N, 2011c)

Regime Natural

Ano seco Ano médio Ano húmido

Douro 7 362 635,51 11 142 511,91 16 434 853,49

Paiva 416 975,96 657 857,67 915 123,51

RH3 10 907 414,42 17 023 239,31 24 753 547,20

2.3. CARACTERIZAÇÃO GEOLÓGICA E GEOMORFOLÓGICA

Assim como todas as massas de água do território nacional, o Paiva inclui-se na eco-região Ibérico-Macaronésia

(região 1).

A bacia hidrográfica do rio Paiva engloba uma área montanhosa na parte ocidental da Península Ibérica, na

zona Centro-Ibérica do Maciço Hispérico ou Ibérico, constituído essencialmente por rochas antemesozóicas,

metassedimentares e graníticas.

Ao atravessar o leito granítico, o rio Paiva é, quase sempre, menos sinuoso do que no complexo xisto-

grauvático. O rio Paiva entre Castro Daire e o sector compreendido entre Ermida e Reriz sofre uma ruptura de



declive importante. Neste troço apresenta uma diminuição altitudinal de cerca de 150 m, numa distância aproximada

de 7 km. Antes de chegar a Castro Daire, o declive médio que o Paiva apresenta é inferior a 1%, passando a

registar cerca de 2,1%, posteriormente volta a valores de inferiores de 1%. Estas rupturas de declive estão

relacionadas com o contacto entre rochas granitóides, presentes a montante do sector Ermida-Reriz, e rochas

metassedimentares a jusante. Os granitóides, mais resistentes à erosão linear, poderão funcionar como obstáculo á

erosão regressiva desencadeada pelo Paiva (Vieira, 2001).

O regime do Paiva é de feição torrencial, devido aos elevados índices de pluviosidade no Inverno e Primavera,

apresentando grandes caudais, por vezes com níveis de inundação muito grandes. Contudo, nas áreas mais planas,

por vezes por mais de uma dezena de quilómetros, apresenta um percurso mais calmo e sereno (Oliveira et al.,

1999).

2.4. CARACTERIZAÇÃO CLIMÁTICA

Os valores médios que caracterizam o clima de um dado local, dependem do intervalo de tempo utilizado e não

apresentam os mesmos resultados quando se compara um ano com uma década, ou com um século, razão para a

qual é importante dispor de séries longas de dados para se estudar as variações e as tendências do clima. Segundo

a Organização Meteorológica Mundial (OMM), designam-se por normais climatológicas os apuramentos estatísticos

em períodos de 30 anos que começam no primeiro ano de cada década (por exemplo, 1901-30).

Para a obtenção dos dados climáticos foi escolhida a estação climatológica de Viseu, localizada no planalto da

Beira Alta. A área de estudo pertence a Castro Daire, concelho do distrito de Viseu (Tabela 2.2). Esta opção foi

determinada pela ausência de uma estação climatológica em Castro Daire.

De acordo com a classificação climática de Thorntwaite, a região de Viseu apresenta um clima húmido,

mesotérmico, com défice de água moderado no Verão e moderada eficácia térmica no Verão (PDM-Tondela, 2011).

Tabela 2.2 - Dados da Estação climatológica de Viseu (PDM-Tondela, 2011)

Local Latitude (N) Longitude (W) Altitude (m) Período

Viseu 40˚40´ 7˚54´ 443 1961-90

A temperatura média do ar no ano é de 13,4 ˚C, enquanto a temperatura média mínima do ar mensal é de 2,2

˚C, registada no mês de Janeiro, e a temperatura média máxima do ar mensal é de 29,0 ˚C, registada no mês de

Agosto (PDM-Tondela, 2011).

No que se refere à temperatura máxima absoluta, verificou-se no mês de Setembro com o valor de 39,6 ˚C,

enquanto a temperatura mínima absoluta obteve-se em Fevereiro com o valor negativo de 7,3 ˚C. o maior número

de dias com temperaturas superiores a 25 ˚C registou-se em Agosto, com 25,8 ˚C (Anexo 6).

A precipitação média total anual registada é 1200,2 mm. O mês de maior precipitação média total é o de

Fevereiro, com valor médio de 176,9 mm. O mês de menor valor de precipitação média total é o mês de Agosto,

apresentando um valor médio de 14,0 mm (Anexo 6) (PDM-Tondela, 2011).

É nos quadrantes nordeste (NE) e sudoeste (SW) que o vento apresenta maior frequência anual, com 20,6 % e

15,7 % respectivamente (Anexo 6).



Relativamente à humidade, o valor de humidade mais elevado verifica-se no mês de Janeiro às 9h. Os meses

que apresentam valores de humidade relativa mais baixos são os meses de Julho e Agosto (Anexo 6).

Nesta estação, a neve foi pouco abundante, registando-se apenas em 1,1 dias ao ano, apresentando-se o valor

mais elevado no mês de Janeiro. O granizo apenas se verificou nos meses de Fevereiro a Abril, Junho e Outubro,

ambos com 0,1 dias, sendo que o valor médio anual é de 0,5 dias. Relativamente ao nevoeiro, apresenta-se em

24,2 dias por ano, sendo mais frequente no mês de Agosto, com 3,3 dias (PDM-Tondela, 2011).

2.5. CARACTERIZAÇÃO DA FLORA E FAUNA

Caracterização da flora

As galerias ripícolas do Paiva encontram-se relativamente bem conservadas, ao contrário da restante vegetação

envolvente. Ao longo da maior parte do percurso do rio pode-se observar boas porções de galeria ripícola composta

sobretudo por amieiros (Albus glutinosa), Salgueiros (Salix spp) e freixos (Fraxinus salvifolia) (Oliveira et al., 1999;

ADDP, 2007), frequentemente ladeada por carvalhais de Quercus robur fragmentários (CCDRC, 2002).

Pelo troço médio o rio Paiva corre num vale encaixado com matos e manchas de pinheiro, nas margens

alternam troços rochosos com afloramentos e bancos de pedras e troços com margens de terra, apresentando na

sua maioria uma vegetação ripícola desenvolvida (CCDRC, 2002). No entanto a composição destas galerias, e

principalmente, da restante vegetação ribeirinha varia ao longo do curso do rio.

Caracterização da fauna

A bacia do Paiva alberga uma fauna muito rica e variada, resultante da diversidade de ecossistemas existentes

ao longo dos cursos de água e margens.

Este curso de água assume grande importância para algumas espécies como a lontra (Lutra lutra), a

salamandra-lusitanica (Chioglossa lusitanica) e o lagarto-de-água (Lacerta schreiberi), sendo que as últimas duas

espécies referidas são endemismos ibéricos, e a primeira consta da lista de mamíferos raros e ameaçados do

Conselho da Europa, Anexo II da Convenção de Berna.

A comunidade de mamíferos inclui muitas outras espécies, tais como, a raposa (Vulpes vulpes), ouriço-cacheiro

(Erinaceus europaeus), o javali (Sus scrofa), entre as espécies cinegéticas, são de destacar o coelho-bravo

(Oryctolagus cuniculus) e a lebre (Lepus europaeus).

A águia-de-asa-redonda (Buteo buteo) é facilmente observável praticamente em toda a bacia, assim como o

peneireiro-de-dorso-malhado (Falco tinnunculus), e o açor (Accipiter gentilis).

Quanto à fauna piscícola, o rio Paiva é povoado por inúmeras espécies, tais como, a boga (Chondrostoma

polylepis), a truta-do-rio (Salmo trutta fario), o barbo (Barbus barbus), a enguia (Anguilla anguilla) e o escalo

(Leuciscus leuciscus).

2.6. VALORES CONSERVACIONISTAS

O rio Paiva está qualificado na Lista Nacional de Sítios ao abrigo da Directiva Habitats (92/43/CEE) publicado

em Resolução do Conselho de Ministros nº 76/2000 de 5 de Julho (CCDRC, 2002) (Figura 2.3). A dimensão da zona



classificada é de 14 562 ha, no que se refere a Castro Daire, 12 % do Concelho é abrangido pela zona classificada

pela Rede Natura 2000, sendo que a percentagem do sítio no Concelho é de 31% (ICNB, 2008).

O Sítio Rio Paiva caracteriza-se por estar disposto em formato linear, ao longo do Paiva, onde predominam

matos, campos agrícolas, prados e carvalhais, apresentando uma vegetação tipicamente continental (ARH-N,

2011a).

Sítio Rede Natura 2000 do Rio Paiva - PTCON0059: habitats naturais e semi-naturais constantes do anexo B-I do

Decreto-Lei nº 49/2005 (PGRH Douro, 2011a):

3260 – Cursos de água dos pisos basal a montano com vegetação da Ranunculion Fluitantis e da Callitricho-

Batrachion.

6410 – Pradarias com Molinia em solos calcários, turfosos e argilo-limosos (Molinion caeruleae).

6430 – Comunidades de ervas altas higrófilas das orlas basais e dos pisos montano a alpino.

91E0 – Florestas aluviais de Alnus glutinosa e Fraxinus excelsior (Alno-Padion, Alnion incanae, Salicion albae).

91F0 – Florestas mistas de Quercus robur, Ulmus laevis, Ulmos minor, Fraxinus exxelsior ou Fraxinus

angustifolia das margens de grandes rios (Ulmenion minoris).

92A0 – Florestas – galerias de Salix alba e Populus alba.

Figura 2.3 – Zona classificada ao abrigo da Directiva Habitats

O rio Paiva é considerado um dos melhores rios a nível europeu, em termos de qualidade de água, o que o

torna muito importante para a conservação da fauna aquática e ribeirinha, onde existe a presença de espécies

importantes como o lagarto-de-água (Lacerda schreiberi), o mexilhão-de-rio (Margaritifera margaritifera) (ARH-N,

2011a), e a toupeira-de-água (Galemys pyrenaicus), um endemismo ibérico classificado com o estatuto de

vulnerável pela UICN, cujo habitat restringe-se a áreas muito limitadas do norte de Portugal e Espanha (CCDRC,

2002). Para o lobo (Canis lupus) constitui uma importante zona de passagem entre as Serras de Montemuro,

Freita/Arada e Lapa/Leomil (CCDRC (2002), ADDP (2007)).



A RH3 apresenta uma estrutura de rotas e percursos com interesse paisagístico e interpretativo das massas de

água, sendo que na sub-bacia do Paiva situam-se dois dos 99 percursos de pequena rota de toda a Bacia do Douro.

O percurso Trilho do Paiva com uma extensão de 6,5 km e o percurso Rota do Paiva de 21 km (ARH-N, 2011a)

(Figura 2.4).

Figura 2.4 - Identificação das espécies presentes nas zonas protegidas da RH Douro associadas a massas de água, ao abrigo da Directiva Habitats (ARH-N, 2011a)

2.7. OCUPAÇÃO DO SOLO

De acordo com a carta de ocupação do solo, com base na CORINE Land Cover (CLC) de 2006, salienta-se, na

RH3, um predomínio das áreas afectas a florestas e meios naturais e seminaturais, seguindo-se as áreas agrícolas

e agro-florestais (Figura 2.5). No período entre 2000 e 2006 verificou-se o crescimento dos territórios artificializados

na sub-bacia do Paiva (ARH-N, 2011b).

Figura 2.5 - Classes de ocupação do solo por sub-bacia, 2006 (ARH-N, 2011b)



2.8. CARACTERIZAÇÃO SOCIOECONÓMICA

Castro Daire situa-se na região Centro (NUT II), distrito de Viseu, e está inserido na sub-região Dão/Lafões

(NUT III) (Santos, 2004). O concelho ocupa uma área equivalente a 380 Km2, distribuída por 22 freguesias,

contendo 16 990 habitantes (CLAS, 2005; Município de Castro Daire, 2012). Encontra-se situado num cume de um

monte, e o seu topónimo tem origem num antigo castro que se encontrava na parte mais alta deste lugar (Município

de Castro Daire, 2012). A Norte é delimitada com os concelhos de Tarouca, Lamego, Resende e Cinfães; a Este

com Vila Nova de Paiva; a sul com Viseu e a Oeste com S. Pedro do Sul e Arouca (Município de Castro Daire,

2012). Enquadra-se numa intensa zona montanhosa de altas serras interiores — Montemuro, Gralheira e Caramulo.

Do ponto de vista demográfico tem-se registado perdas populacionais significativas desde meados do século XX

até á actualidade, acompanhado por um aumento do respectivo índice de envelhecimento (CLAS, 2005). Este

concelho é caracterizado por um sistema de povoamento bastante disperso e de reduzida urbanização (CLAS,

2005).

A agricultura, as principais culturas são a batata e o milho (CLAS, 2005), silvicultura e a criação de gado

constituem o suporte básico da economia de uma região com baixa ocupação humana (Oliveira et al., 1999). As

principais actividades económicas são: agricultura e pecuária, transformação de madeira, hotelaria, serralharias de

alumínio, fábrica de têxteis, panificação, construção civil, comércio e serviços (Município de Castro Daire, 2012).

2.9. AMEAÇAS NA BACIA DO RIO PAIVA

O despovoamento tem vindo a atingir nos últimos anos um grande número de aldeias. Os mais novos

emigraram ou fixaram-se nas cidades, na procura de melhores oportunidades.

Uma forte ameaça provém da invasão pelas acácias e dos frequentes povoamentos monoculturais de eucaliptos

(CCDRC, 2002). O impacto paisagístico provocado pelas manchas contínuas e monótonas desta espécie, oriunda

de outra região biogeográfica, descaracteriza completamente as terras do Paiva.

Os fogos, que todos os anos, nos meses mais quentes, devastam consideráveis manchas de vegetação, trazem

drásticas transformações ecológicas.

Outra ameaça a destacar na bacia do Paiva é a destruição dos habitats, através da construção de infra-

estruturas para fins hidráulicos ou de produção de energia eléctrica.

Existem outros factores que constituem ameaças não menos importantes, como: a poluição da água e dos

solos; as arborizações com fortes mobilizações de solo; a introdução de espécies exóticas; o abandono da

agricultura tradicional; a utilização excessiva de adubos; e turismo desregrado; etc. (Oliveira et al., 1999).

O sistema de águas residuais do concelho de Castro Daire é assegurado por 2 ETARs, 21 fossas sépticas, 1

estação elevatória e 2, 781km de emissário (Município de Castro Daire, 2010).



2.9.1. ETAR DE CASTRO DAIRE

Situada a montante da Ponte Pedrinha, localiza-se a ETAR urbana de Castro Daire (Figura 2.6), na margem

direita do rio Paiva, em funcionamento desde 1984 (com pess.). A estrutura de funcionamento é do tipo, leito

percolador, e o volume estimado de água máximo tratado é de 365 m3/dia. O número de habitantes do concelho

servido pela ETAR é de 3040 hab (com pess.).

A jusante do ponto de descarga da ETAR, existe um ponto de monitorização, localizado no rio Paiva no

concelho de Castro Daire, que integra o programa de monitorização do estado das massas de água estabelecido

pela ARH Norte, no âmbito da DQA. O ponto denominado Ribeira, situa-se a cerca de 12km do ponto de descarga,

sendo que a massa de água no qual este ponto se localiza registou, em 2010, um ―bom estado‖, de acordo com a

classificação estabelecida pela DQA (Município de Castro Daire).

Figura 2.6 – ETAR de Castro Daire

Em certas alturas do ano é notório o odor desagradável (CNotícias, 2011) que se faz sentir ao chegar a Castro

Daire. Além do mais, imediatamente após o local de descarga da ETAR, a água encontra-se muitas vezes com

aspecto sujo, sem transparência e com formações algais excessivas. Em Setembro de 2011 foram tiradas as

fotografias apresentadas anteriormente, que reflectem o estado em que se encontravam alguns dos tanques de

tratamento de águas da ETAR de Castro Daire.



3. OBJECTIVOS DO ESTUDO

Neste trabalho, pretende-se:

Avaliar os impactes que a ETAR de Castro Daire tem sobre a qualidade da água do Rio Paiva num troço de

aproximadamente 5km a jusante da mesma, nomeadamente:

Avaliar do grau de perturbação antropogénica do leito e margens e identificação dos factores de

perturbação;

Avaliar os impactes da ETAR nas características físico-químicas e nas comunidades biológicas, em

particular sobre os macroinvertebrados bentónicos.



METODOLOGIA

Selecção e Caracterização dos pontos de amostragem

Parâmetros Físico-Químicos

Parâmetros Biológicos



4. METODOLOGIA

4.1. SELECÇÃO E CARACTERIZAÇÃO DOS PONTOS DE AMOSTRAGEM

A área em estudo localiza-se no rio Paiva, no concelho de Castro Daire, distrito de Viseu. Os quatro pontos de

amostragem localizam-se no concelho de castro Daire.

Na Figura 4.1 pode-se observar a localização e distribuição dos quatro pontos de amostragem definidos para

este estudo.

Figura 4.1 – Pontos de amostragem no rio Paiva



Ponto 1 (40º53´34.08´´N; 7º55´59.97´´O, 457m)

Fica situado a montante da mini-hidríca para captação de água (Figura 4.2). Este ponto pretende servir de

referência em comparação com o local situado abaixo do açude. A princípio será o ponto localizado menos alterado

ecologicamente.

Figura 4.2 – Ponto de amostragem nº1

Ao longo das saídas de campo, no entanto, foram observadas duas situações negativas. Em Janeiro ocorreu

uma derrocada da estrada (Figura 4.3), localizada no acima do acesso ao rio e no mês a seguir (Fevereiro 2012)

ocorreu um incêndio nas margens do rio, ambas as ocorrências contribuem para o aumento considerável do volume

de sedimentos e matéria orgânica no leito do rio.

Figura 4.3 - Derrocada sobre a encosta (Janeiro 2012)



Ponto 2 (40º53´36.88´´N; 7º56´06.44´´O, 451m)

Imediatamente a montante do local de descarga da ETAR de Castro Daire e a jusante do açude (Figura 4.4).

Este local foi escolhido com duplo significado, primeiro verificar se existe um forte contraste com o local a montante,

e compreender assim o impacte provocado pelo açude. Ao mesmo tempo que serve de comparação com o ponto

imediatamente a seguir que se localiza a jusante da descarga das águas residuais da ETAR. Local onde desagua o

rio Paivó.




Ponto 3 (40º53´36.58´´N; 7º56´08.64´´O, 457m)

O terceiro local de amostragem (Figura 4.5) foi seleccionado Imediatamente a jusante da descarga da ETAR,

perto da ponte Pedrinha de Castro Daire. Foi seleccionado para verificar o estado em termos de qualidade e

verificar possíveis contaminações ou poluentes provenientes da descarga das AR da ETAR.

Figura 4.5 - Ponto de amostragem nº3 - Local de descarga da ETAR de Castro Daire

Em Janeiro de 2012 era visível a elevada distribuição de algas ao longo do troço amostrado (Figura 4.6), sendo

que neste local o cheiro da ETAR fez-se sentir ao longo de todo o período em estudo.

Figura 4.6 – Proliferação de algas no ponto de amostragem nº3 (Janeiro 2012)



Ponto 4 (40º54´26.60´´N; 7º57´77.64´´O, 400m)

O quarto ponto de amostragem situa-se a cerca de 3 km a jusante do local da descarga da ETAR. A razão pela

escolha deste ponto foi para verificar se o rio tem capacidade de diluir as possíveis cargas poluentes que poderão

surgir a quando das descargas da ETAR, principalmente nos meses mais quentes de menor caudal do rio (Figura

4.7).




4.1.1. PERIOCIDADE DE AMOSTRAGEM

Este estudo decorreu de Novembro de 2011 a Junho de 2012, tendo sido recolhidas amostras de água, de

macroinvertebrados bentónicos e peixes nos pontos de amostragem.

A recolha das amostras foi efectuada mensalmente, onde foram determinados parâmetros físico-químicos ―in

situ‖, e recolhidas amostras de água para determinação de outros parâmetros em laboratório (Tabela 4.1).

A amostragem de macroinvertebrados efectuou-se nos quatro pontos de amostragem e a amostragem de peixes

efectuou-se nos pontos 1 e 3, dado que os acessos dos restantes pontos não permitiam a realização da pesca

eléctrica. As amostragens das comunidades biológicas realizaram-se em Maio.

Tabela 4.1 – Descrição sumária dos parâmetros medidos nas amostragens

Parâmetro Determinação Unidades

Parâmetros medidos

in situ

Temperatura da água

Sonda Multi 350i/SET

2F40-114B0E

˚C

Oxigénio dissolvido mg O2/I

Condutividade µS/cm

pH

Medidor de pH & CE portátil

– Combo HI 98129 Escala de Sorensen

Parâmetros medidos

em laboratório

CBO5 Determinação OD com a sonda

Multi 350i/SET - 2F40-114B0E

mg O2/I

Amónia (NH4) Fotómetro Multiparâmetros de

bancada, da série C-200 – Hanna

Instruments

mg NH4/I

Nitratos (NO3-) mg NO3-/I

Fosfato (PO4) mg PO4/I

4.2. PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS

Grande parte das condições físicas e químicas dos rios, importantes na distribuição dos organismos, são

facilmente quantificáveis. Porém nos últimos anos reconheceu-se que os indicadores químicos não fornecem

informação suficiente para avaliar a integridade dos ecossistemas aquáticos, o que levou ao aumento da tendência

para o uso de complementos pela monitorização biológica (Gonzaléz et al., 2003).

Apesar de bem padronizados os métodos químicos para monitorização da qualidade das águas apresentam

algumas desvantagens (Canhoto & Graça, 2009):

É quase impossível determinar todos os parâmetros que possam afectar as comunidades biológicas;

Os valores medidos na altura das colheitas não detectam alterações diárias nos teores de alguns compostos,

especialmente em situações de poluição intermitente;

O efeito de um poluente num organismo pode ser afectado pela presença de outro poluente – efeitos

sinergéticos.



A análise dos parâmetros físico-químicos baseou-se nos limites máximos tabelados pela Directiva-Quadro da Água (Tabela

XXIII, Anexo 5), assim como pela classificação dos cursos de água superficiais de acordo com as características de qualidade

para usos múltiplos (INAG, 2004)

4.2.1. PARÂMETROS MEDIDOS “ IN SITU” E MATERIAL

Nos ecossistemas lóticos, a colheita de amostras de água pode ser realizada junto às margens, a 30-60 cm de

profundidade. Ao escolher-se um ponto de recolha, deve-se privilegiar um troço com uma certa velocidade de

corrente, para assegurar uma boa mistura das massas de água (Cortes, 1997).

Os parâmetros físico-químicos medidos nos locais de amostragem foram os seguintes: temperatura do ar, pH,

condutividade e oxigénio.

As amostras de água para posterior medição dos parâmetros físico-químicos em laboratório foram transportadas

em frascos de polietileno de 1 litro, devidamente etiquetados, com indicação do local e data da colheita, e

transportadas dentro de uma caixa térmica.

4.2.2. PARÂMETROS MEDIDOS EM LABORATÓRIO E MATERIAL

No laboratório foi determinado mensalmente a Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5), a duas amostras de

água por cada ponto de amostragem, transportadas em frascos de vidro escuro. O oxigénio inicial foi medido no

laboratório no mesmo dia da recolha das mesmas. Ao fim de 5 dias de incubação a 20˚C 1˚C ao abrigo da luz, foi

novamente medido o oxigénio de cada amostra.

A concentração de amónia (NH3), de nitrato (NO3-) e de fosfatos (PO4) foram determinadas por

espectrofotometria.

4.3. PARÂMETROS BIOLÓGICOS

O carácter dos rios é alterável, mostrando diferenças desde a nascente à foz, não apenas na largura e volume

de água, mas também na composição e diversidade de espécies (Odum, 1993).

Nos rios as comunidades bióticas variam em função de três dimensões (Canhoto & Graça, 2009):

Longitudinal, com a sucessão de remanso e zonas de corrente;

Largura, canal húmido vs canal activo, e área ripícola;

Vertical, integrando a superfície da água, a coluna da água, a zona bentónica e a zona hiporreica.

Não é possível testar e monitorizar a qualidade da água em todos os locais e com grande frequência, utilizando

apenas os métodos físicos-químicos, a utilização de bioindicadores assume-se assim uma ferramenta muito

importante para monitorizar o estado das massas de água. Enquanto os métodos químicos fornecem informações

sobre as condições no momento da colheita das amostras, os bioindicadores fornecem uma estimativa integrada no

tempo, influenciada com as condições ambientais anteriores (AIMS, 2010). Pois os organismos vivem segundo uma

gama de condições mais ou menos restritas, consoante a espécie. Por exemplo, apenas em substrato arenoso ou

só em zonas de corrente forte. Alguns organismos são muito tolerantes a condições de hipoxia (baixo teor de



oxigénio) enquanto outros desaparecem ao mínimo sinal de perturbação, por este motivo, certos organismos podem

ser indicadores de qualidade das águas (Canhoto & Graça, 2009).

O conceito de bioindicador aplicado na avaliação da qualidade da água é definido como ―espécie (ou conjunto

de espécies), que têm exigências específicas em relação a um ou conjunto de variáveis físicas e químicas, tais que

as mudanças na presença/ausência, o número de indivíduos, o comportamento de determinadas espécies,

indiquem que as variáveis físicas ou químicas consideradas estão perto dos seus limites de tolerância‖ (Gamboa et

al., 2008).

Alguns organismos desempenham um papel de indicadores bióticos, de águas enriquecidas organicamente ou

em nutrientes. Os organismos que não se encontram presentes nesses ambientes são intolerantes ou dependem de

organismos intolerantes para se alimentarem. Na maior parte das vezes, quanto maior for a densidade de

organismos tolerantes, maior é o grau de poluição orgânica. Um dos pontos mais importantes no estudo de

organismos indicadores é que estes podem assinalar a ocorrência de poluição mesmo se o poluente estiver

temporariamente ausente na altura da amostragem (Abelho, 2007).

No entanto, nem todas as espécies ou comunidades podem servir como bioindicadores de sucesso, algumas

características que uma espécie que funciona como bom bioindicador deve ter são apresentadas na tabela seguinte

(Carignan & Villard (2002); Holt & Miller (2011)):

Tabela 4.2 – Características que definem uma espécie como sendo bom indicador biológico

Capacidade de bom

indicador

Dar uma resposta mensurável (sensível à perturbação ou stress)

Resposta reflecte toda a população/comunidade

Resposta em proporção com o grau de contaminação ou degradação

Abundância

Densidade populacional local adequada (espécies raras não são ideais)

Distribuição comum, incluindo na área em estudo

Relativamente estável apesar de variações climáticas e ambientais moderadas

Bem estudada

Ecologia da espécie bem compreendida

Taxonomicamente bem documentada e estável

Levantamento fácil e barato

Importância económica e

comercial

Espécies recolhidas com outros fins

Interesse público ou sensibilização

A ideia básica de um índice de diversidade é a obtenção de uma estimativa quantitativa da variabilidade

biológica que pode ser usada para comparar entidades biológicas, no espaço e no tempo (Magurran, 2004) (Figura

4.8).



Figura 4.8 - Níveis hierárquicos de um ecossistema que respondem a perturbações antropógenicas ou naturais de stress. O anel branco de variáveis ambientais inclui factores que podem ser directamente alteradas por perturbação ou stress. Estas alterações podem afectar posteriormente organismos individuais, populações, ou a comunidade como um todo. O primeiro anel colorido no exterior representa organismos individuais, o anel colorido do meio representa populações desses organismos, e o anel interior representa a comunidade em que as três espécies coexistem. As alterações ambientais podem aumentar ou diminuir o crescimento e a reprodução de um organismo, consequentemente, afectando o tamanho e produtividade da população e interacções com outras espécies na comunidade (Holt & Miller, 2011).

Os índices bióticos combinam uma indicação de diversidade na base dos grupos taxonómicos observados, com

uma indicação de poluição, de acordo com os grupos particulares estudados, para a obtenção de um índice. O

esquema conceptual que traduz os índices biológicos baseia-se em dois efeitos da poluição, primeiro na redução da

diversidade, em segundo, na perda progressiva de certos grupos que vivem em águas de boa qualidade e que são

designados de organismos indicadores (Jesus, T. 2009).

Os métodos multimétricos são métodos de bioavaliação que fornecem a forma de integrar a informação

composta de vários atributos biológicos denominados de métricas. Sendo que a métrica é uma característica do

biota ou do meio físico-químico que se altera de uma forma preditiva com os indicadores de stress e da influência

humana (Barbour et al., (1999); Gonzaléz et al., (2003)).

4.3.1. COMUNIDADE DE MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS

Os macroinvertebrados são animais invertebrados que vivem no leito do rio (entre rochas, plantas aquáticas

submersas, areias, etc.), que permanecem durante todo seu ciclo de vida no rio (tais como moluscos) ou parte do

ciclo de vida (como muitos insectos, em que a fase adulta é terrestre e o estágio larvar é aquático) (Alonso &

Camargo, 2005). Por essa razão são denominados bentónicos ou bentos (Bentic = fundo, Macro = grande,

Invertebrado = animal sem espinha dorsal). De acordo com Day et al., 1989, citado por Sousa (2008), os

macroinvertebrados bentónicos correspondem a um grupo de organismos com tamanho a partir de 1 mm, porém a

escolha do tamanho mínimo não é unânime para todos os autores. Esta comunidade é caracterizada por uma

elevada diversidade taxonómica.



Os ambientes de água doce são divididos em sistemas lóticos, ou de água corrente, como, rios, e riachos, e em

sistemas lênticos, de água parada como lagos e barragens (Cortes, 1997). Algumas espécies de

macroinvertebrados são encontradas exclusivamente em sistemas lóticos, enquanto outras vivem especificamente

em sistemas lênticos. A maioria das espécies da ordem Plecoptera, da ordem Efemeroptera, e da ordem Tricoptera,

são exemplos do primeiro caso. Enquanto, Anax imperator, Gomphus pulchellus, Orthetrum coeculescens

(Odonata), Berosus affinis (Coleoptera), o grupo Chironomus thummi/plumosus e Culicidae (Diptera) são exemplos

que ocorrem quase exclusivamente em condições lênticas (Coimbra et al., 1996).

No entanto a distribuição dos organismos aquáticos é principalmente determinada pelo tipo e diversidade de

habitats disponíveis, assim como pela qualidade e quantidade de recursos alimentares disponíveis para as

comunidades (Moreyra & Fonseca, 2007). A proximidade das áreas urbanas aos ecossistemas lóticos pode ser um

factor importante que afecta as comunidades existentes, directamente através de mudanças específicas nos

habitats, ou através da redução temporária na disponibilidade alimentar e de alteração em outras variáveis

ambientais (Moreyra & Fonseca, 2007).

O uso de macroinvertebrados em estudos de monitorização ambiental apresenta muitas vantagens, tais como,

segundo Calow & Petts (1992), Barbour et al. (1999), Alonso & Camargo (2005), Jesus, T. (2009), Pinto et al.

(2010):

Limitados padrões de migração ou modo de vida séssil, o que os torna particularmente bem adaptados para

avaliar impactos específicos num local;

Integram os efeitos de variações ambientais a curto prazo. A maioria das espécies tem um complexo ciclo de

vida de cerca de um ano ou mais. Fases da vida sensíveis irão responder rapidamente ao stress; a comunidade

global irá responder mais lentamente;

Servem como fonte de alimento principal para peixes, incluindo muitas espécies recreativamente e

comercialmente importantes;

A amostragem é relativamente fácil, de baixo custo e tem o mínimo efeito prejudicial sobre a biota residente;

São fáceis de identificar em laboratório; A maioria é relativamente fácil de identificar até à família. Muitos taxa

intolerantes podem ser identificados para níveis taxonómicos mais baixos com facilidade;

São abundantes na maioria dos tipos de caudal, incluindo os pequenos riachos (ordem 1 e 2);

As comunidades de macroinvertebrados bentónicos são compostas por espécies que englobam uma ampla

gama de níveis tróficos e tolerâncias à poluição, fornecendo assim informações fortes para interpretar os efeitos

cumulativos - São integradores de condições ambientais (Figura 4.9).

Breve descrição dos principais grupos de macroinvertebrados bentónicos dulciaquícolas:

Os oligoquetas pertencem ao vasto filo Annelida, pois apresentam o corpo constituído por anéis. Os organismos

desta classe podem medir apenas alguns milímetros ou centímetros. Têm uma distribuição cosmopolita, associados

principalmente a fundos lodosos, com grande quantidade de detritos, onde se enterram parcialmente no substrato.

Sendo que toleram ambientes com baixa concentração de oxigénio (Moretti (2004); Serra et al. (2009); Bis &

Kosmala (2010)), conseguindo viver em águas extremamente poluídas (Bouchard 2004).



A classe Hirudinea é constituída pelas sanguessugas, esta classe pertence também filo Annelida, como os

oligoquetas, no entanto o que os diferencia é essencialmente pelo facto das sanguessugas possuírem duas

ventosas, que usam para fixação ao substrato e para se alimentarem. São organismos tolerantes, capazes de

sobreviver em habitats preferencialmente dulciaquícolas com baixa concentração de oxigénio (Moretti, 2004), como

toleram vários poluentes químicos (Zelenskiĭ, 1955), é de assinalar que as populações de sanguessugas evitam a

luz solar directa (Klemm, 1982).

Os organismos da classe Turbelaria (Filo Platelmintes) são semelhantes a pequenos vermes, com corpo plano e

sem corpo segmentado. Encontram-se em rios, e em zonas pouco profundas de lagos, vivendo na superfície de

rochas e plantas, preferindo os locais escuros (Bis & Kosmala, 2010). São organismos tolerantes á diminuição da

qualidade da água doce e, tendem a viver onde à material em decomposição, de origem animal como de origem

vegetal.

O filo Mollusca, inclui as classes Gastropoda (caracóis) e Bivalvia (bivalves). Os caracóis e as lapas dos rios têm

uma dieta generalista, composta por algas, partículas orgânicas em decomposição e microorganismos aderidos aos

substratos (protozoários, bactérias e fungos). Os bivalves alimentam-se por filtração de partículas em suspensão,

como algas, bactérias e matéria orgânica, da coluna de água.

O grupo dos Crustacea (crustáceos) são relativamente pouco comuns em Portugal. Os camarões do rio podem

ser muito numerosos, principalmente junto a plantas aquáticas ou detritos vegetais (Serra et al., 2009). São

organismos sensíveis à poluição química pois afectam as brânquias essências para respirarem. Podem sobreviver

numa vasta gama de temperaturas da água (Bis & Kosmala, 2010).

As larvas dos efemerópteros, classe Insecta, ordem Ephemeroptera, são encontradas numa variedade de

habitats, incluindo lagos, ribeiras e rios. Todas as larvas são aquáticas, enquanto os adultos são terrestres. Na

maioria das espécies de Ephemeroptera o adulto vive apenas por 1-2 dias, consequentemente, a maioria do ciclo de

vida é na água como larva. O tempo de vida adulta é tão curto, não há necessidade de na forma adulta se

alimentarem e, portanto, o adulto não possui o aparelho bucal funcional, a sua função está reduzida ao

acasalamento e postura de ovos (Serra et al., 2009). São organismos que se identificam facilmente devido aos três

filamentos caudais característicos, embora em algumas espécies o filamento intermédio é mais reduzido e por vezes

indistinguível, o que leva a crer que o indivíduo possui apenas dois filamentos caudais e não três. Possuem

brânquias na superfície dorsal do abdómen, sendo que o número e forma destas variam bastante entre os taxon.

Os efemerópteros são uma importante fonte de alimento para os peixes. Não toleram baixos níveis de oxigénio, são

também intolerantes à poluição química da água, fraco fluxo de água e luz solar, por isso são bons indicadores da

boa qualidade da água (Bouchard (2004); Bis & Kosmala (2010)).

Tricoptera é a maior ordem de insectos, também representativos de rios de água limpas e bem oxigenadas

(Callisto et al. (2001); Moretti (2004)) com fases juvenis aquáticas e fase adulta voadora, habitando uma vasta gama

de habitats aquáticos (Serra et al., 2009). A melhor adaptação deste grupo é devida à construção de casulos a partir

de substrato orgânico e mineral, para proteger o corpo mole. Possuem um gancho na extremidade do corpo para se

prenderem ao substrato no fundo do rio ou para se deslocarem. Têm elevada importância nos ecossistemas

aquáticos porque processam material orgânico e são uma importante fonte de alimento para os peixes. Este grupo

http://www.google.pt/search?hl=pt-PT&tbo=p&tbm=bks&q=inauthor:%22V.+D.+Zelenski%C4%AD%22&source=gbs_metadata_r&cad=6



exibe uma variedade de hábitos alimentares, desde filtrados, colectores, raspadores, trituradores a predadores

(Bouchard, 2004).

Como Ephemeroptera e Plecoptera, muitas espécies de Tricoptera são sensíveis à contaminação dos habitats

aquáticos. Os Plecoptera são outro grupo de insectos, as larvas desta ordem vivem em água rápidas e bem

oxigenadas (Moretti, 2004). Geralmente associados a substratos grossos, tais como pedras, aglomerados de folhas,

galhos e troncos de grande porte. As larvas podem ser facilmente reconhecidas pela presença de duas garras na

extremidade de cada perna, e dois longos filamentos segmentados na parte terminal do abdómen. Esta ordem é a

mais sensível dos insectos aquáticos e muitas espécies estão restritas a ambientes com elevados níveis de oxigénio

dissolvido (Serra et al., 2009). Em comparação com o comprimento da fase juvenil (6meses a 3 anos), o tempo de

vida adulta é curta e, geralmente, dura apenas 1-4 semanas (Bouchard, 2004).

Dois grupos comuns de insectos são os Hemiptera e os Coleoptera, que podem ser encontrados nas águas

tanto nas fases juvenis como adultas (Serra et al., 2009).

A ordem Coleoptera é uma ordem extensa, dos quais a maioria dos membros são terrestres. No entanto, há um

grande número de espécies adaptadas a uma grande diversidade de habitats aquáticos, podendo alcançar uma

maior diversidade em ambientes lênticos (Moretti, 2004). As larvas são segmentadas e cilíndricas, com três pares

de patas e uma cabeça distinta. Respiram através de brânquias ou espiráculos, não necessitando de vir à superfície

para respirar. Alimentam-se de material animal e vegetal em decomposição, e são também predadores (Bis &

Kosmala, 2010).

A ordem Hemiptera pertence igualmente à classe dos insectos, os adultos vivem na superfície dos rios com

corrente reduzida. Devido à sua capacidade de utilizar oxigénio atmosférico, muitas vezes são capazes de existir em

corpos de água com baixos níveis de dissolvido.

Existem mais espécies aquáticas da ordem Diptera do que existem de qualquer outra ordem, apesar do facto de

que a maioria das espécies desta ordem é correspondem a organismos terrestres. Habitam uma grande variedade

de habitats e algumas espécies são extremamente tolerante e ocorrem em massas de água fortemente poluídas

(Bouchard, 2004) Devido à grande diversidade desta ordem e ao reduzido tamanho das larvas aquáticas, por vezes

a identificação torna-se mais difícil, no entanto as características mais consistentes de identificação incluem a

cápsula encefálica, número de segmentos toráxicos e abdominais e o número e posição dos pseudópodes (Serra et

al., 2009).

A ordem Odonata está dividida em duas sub-ordens, a Anisoptera (libélulas) e Zigoptera (libelinhas). Assim

como os adultos, as larvas (com ciclo de vida aquático) são predadores, possuindo um lábio inferior extensível para

capturarem as presas. As larvas de libelinhas têm uma estrutura mais delgada e o abdomém termina em três

filamentos caudais, enquanto as larvas das libélulas são mais robustas e possuem cinco filamentos terminais no

abdómen (Serra et al. (2009); Bouchard (2004)).



Figura 4.9 – Macroinvertebrados bentónicos bioindicadores da qualidade da água

4.3.1.1. ÍNDICES E MÉTRICAS BIOLÓGICOS

São cada vez mais utilizados os índices de avaliação da qualidade da água que tem como base os

macroinvertebrados, principalmente após a aprovação da Directiva nº 2000/60/CE do Parlamento Europeu e do

Conselho, a Directiva Quadro da Água (INAG, 2008c).

Actualmente existem as normas internacionais EN ISSO 27828 (1994) Water quality – Methods of biological

sampling – Guidance on handnet sampling of aquatic benthic macroinvertebrates, que está em revisão, e a norma

EN 14996 (2006): Water quality – Guidance on assuring the quality of biological and ecological assessments in the

aquatic environment. A norma portuguesa das normas gerais de amostragem é a NP EN ISSO 5667-2 (1996)

Qualidade da Água – Amostragem, Parte 2: Guia geral das técnicas de amostragem (INAG, 2008*).

Os índices bióticos e métricas são usados para avaliar a integridade biológica dos ecossistemas. Os índices

bióticos baseados nas comunidades de macroinvertebrados permitem avaliar o perigo ambiental e geralmente são

específicos para áreas geográficas e/ou fontes de contaminação (Alonso & Camargo (2005), Pinto et al. (2010). As

métricas de macroinvertebrados, medidas que representam atributos da comunidade, têm sido usadas em vários

índices diferentes. As métricas mais eficazes são aquelas que possuem diferenças na resposta a um leque de

influências humanas (EPA, 1999).

Medidas de riqueza

Os índices de diversidade são medidores da estrutura da comunidade, ou seja, incorporam informação relativa

ao número de espécies (riqueza específica) e na forma como os indivíduos se repartem pelas espécies

(heterogeneidade) (Canhoto & Graça, 2009).



Geralmente consiste na identificação até ao nível da espécie, mas também pode ser avaliada muitas vezes com

grupos taxonómicos mais elevados (isto é, géneros, famílias). As medidas de riqueza reflectem a diversidade da

comunidade aquática. O aumento da diversidade está correlacionado com o aumento da robustez da comunidade e

sugere que o habitat e fonte de alimentação são adequados para oferecer suporte a sobrevivência e

desenvolvimento de muitas espécies (Barbour et al., 1999).

Número total de espécies (Cortes & Oliveira, 2002)

Mede a total variedade de macroinvertebrados das amostras (EPA, 1999).

Índice de Diversidade de Shannon-Weaver (1949)

Segundo Cancela da Fonseca in Fontoura (1985), o índice de diversidade de Shannon-Weaver (H´) dá-nos a

ideia da estabilidade da comunidade. Quando os níveis de poluição aumentam a comunidade fica sob stress,

aumentando assim a instabilidade da mesma.

Requer a contagem dos organismos por grupos, até aos limites práticos de identificação, sendo que é

independente do tamanho da amostra. O índice de Shannon-Weaver varia entre 0 (quando a amostra apenas

contém uma espécie) e +00 valor máximo, que corresponde a S espécies (Krebs, 1999).

Determina-se através da seguinte equação:

∑[(

) (

)]

Onde (INAG, 2009):

S = número de grupos taxonómicos;

ni = número de indivíduos do grupo taxonómico i;

N = número total de indivíduos.

Ln = logaritmo natural ou neperiano.

Evenness, Índice de Pielou ou Equitabilidade (1975)

A equitabilidade varia entre 0 e 1, atingindo o valor máximo quando todas as espécies de uma referida amostra

são igualmente abundantes (E=1), e a diversidade mínima ocorre quando um dos taxa predomina (E=0)

(Washington, 1984).

Onde, (INAG, 2009):

H = índice de Diversidade de Shannon-Weaver;

S = número de taxa presentes;

Ln = logaritmo natural ou neperiano.



Medidas de composição

As medidas de composição podem ser caracterizadas por vários tipos de informações, como a abundância

relativa de diferentes taxa ou a identidade de cada taxa. Os taxa principais (ou seja, aqueles que são de especial

interesse ou ecologicamente importantes) fornecem informações importantes sobre a condição da comunidade. A

presença de espécies exóticas ou tolerantes à poluição pode ser um aspecto importante de interacções bióticas que

dizem respeito à identidade e sensibilidade. (Barbour et al., 1999).

Índice Português de Invertebrados Norte (IPTIN) (INAG, 2009)

Este índice integra várias métricas, das quais o valor final depende, as várias métricas integrantes permitem dar

resposta às componentes indicadas na DQA relativamente ao elemento biológico em questão (composição e

abundância). Permitem também descrever gradientes de degradação gerar e discriminar classes de qualidade

(INAG, I.P., 2009).

Para o cálculo deste índice é necessário realizar dois passos de normalização, de modo que seja expresso em

termos de Rácio de Qualidade Ecológica (RQE). As normalizações determinam-se a partir do quociente entre o

valor observado e o valor de referência de cada tipo de rio (mediana dos locais de referência) (INAG, I.P., 2009). Os

valores de referência e a mediana para as diferentes tipologias de rios de Portugal Continental são apresentados

nas Tabelas IX e X do Anexo II.

IPTIN = Nº Taxa × 0,25 + EPT × 0,15 + Evenness*1 × 0,1 + (IASPT*2 -2) × 0,3 + Log (Sel. ETD + 1) × 0,2

*1 Evenness é também designado por índice de Pielou ou Equitabilidade

*2 IASPT – ASPT Ibérico, que corresponde ao BMWP Ibérico, dividido pelo nº de famílias incluídas no cálculo do BMWP Ibérico.

Percentagem de Efemeroptera, Plecoptera e Tricoptera (%EPT) (INAG, 2009)

Esta métrica resume-se ao número de taxa da Ordem Efemeroptera, Plecoptera e Tricoptera. A resposta é

sensível ao stress porque incluí taxa mais intolerantes na avaliação.

Os taxa de EPT considerados na métrica dependem da concentração de oxigénio, que decresce com o aumento

da temperatura e poluição orgânica. As formas larvais dos mesmos exigem boa oxigenação da água e assim podem

ser influenciados negativamente. A diversidade global das comunidades pode ser reduzida e os taxa generalistas

podem tornar-se dominantes. O número de taxa EPT diminui quando aumenta a degradação do ecossistema

Bouchard (2004).

Percentagem de Chironomidae (%C) (Cortes & Oliveira, 2002)

Esta métrica resume-se ao número de indivíduos da família Chironomidae. A resposta é sensível ao stress

porque os organismos desta família são tolerantes na avaliação.

Medidas de tolerância / intolerância

Medidas que se destinam a ser representativas da sensibilidade relativa à perturbação e podem incluir números

de taxas tolerantes e intolerantes à poluição. A tolerância é geralmente não específica para o tipo de stress. As

medidas de tolerância/intolerância podem ser independentes da taxonomia ou podem ser adaptadas

especificamente para taxa que estão associados com tolerâncias à poluição. Por exemplo, a percentagem de

Hydropsychidae para Tricoptera total e a percentagem de Baetidae para Efemeroptera total são estimativas de



uniformidade dentro destas ordens de insectos que geralmente são considerados sensíveis à poluição (Barbour et

al., 1999).

Índice Biológico Belga (De Pauw & Vanhooen, 1983)

O índice Biótico Belga (IBB) determina-se através da consulta de uma tabela padrão de Tuffery & Verneaux

(1968) (Anexo 2, Tabelas XII, XIII e XIV), em que a unidade sistemática utilizada para a sua determinação depende

do grupo faunístico em questão.

Iberian Biological Monitoring Working Party (IBMWP´) (Alba-Tercedor et al. 2002)

O BMWP´ é resultante de uma adaptação à Península Ibérica dado que o índice estava adaptado aos habitats

de Inglaterra, o Biological Working Party (BMWP) (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988), servindo para classificar

a qualidade das águas com base na sensibilidade ecológica das famílias presentes num determinado troço do rio

em estudo (Canhoto & Graça, 2009).

Este índice é um método de classificação simples de macroinvertebrados, pois só se identificam os mesmos até

à família, e que requer apenas dados qualitativos (presença-ausência). No entanto é um pouco limitado na

classificação que estabelece, pois existem situações em que o somatório fica no limite intermédio entre duas

classes (Alba-Tercedor, 1996).

Este índice ordena as famílias de macroinvertebrados em dez grupos, seguindo um gradiente de menor a maior

tolerância à contaminação. A cada família corresponde uma pontuação que varia entre 1 e 10, Tabelas XV do Anexo

2.

Os macroinvertebrados recolhidos são separados de acordo com a Família a que pertencem, elabora-se um

inventário e soma-se o total de pontuação para cada ponto de amostragem. O calor obtido pertence a uma Classe

de Qualidade que indica a qualidade da água em estudo. A cada local de amostragem vai equivaler uma cor

correspondente á Classe de Qualidade obtida, Tabela XVI do Anexo 2.

Estes dois índices a cima apresentados, interligam o factor tolerância com o factor de diversidade,

especialmente o IBB. São os índices mais utilizados na Península Ibérica.



4.3.1.2. RECOLHA DE DADOS

O procedimento de recolha das amostras em campo e o material utilizado dependem do tipo de ecossistema

aquático a estudar.

Quanto aos macroinvertebrados bentónicos, o método de recolha deve ter em atenção: a natureza do substrato

dos diferentes locais de amostragem; a velocidade da corrente do rio; a profundidade do curso de água e o tipo de

amostra pretendida.

Neste trabalho foi seguido o Protocolo de amostragem e análise para os macroinvertebrados bentónicos

adoptado para Portugal no âmbito da aplicação da DQA (INAG, 2008).

Após a selecção dos troços representativos do tipo de curso de água a amostrar, procedeu-se à colheita das

amostras de macroinvertebrados, com uma rede de mão, com uma malha de 0,5 mm, suportada por uma armação

metálica com largura de 25 cm. A amostragem foi efectuada contra a corrente, de jusante para montante, realizados

6 arrastos por ponto.

Concluída a colheita em cada ponto de amostragem, o material recolhido com auxílio da rede de mão foi

transferido para frascos de plástico de 1l, devidamente etiquetados, registando-se o número da amostra e respectivo

substrato, o local e a data da recolha.

Posteriormente o material recolhido foi transportado para o laboratório, onde se procedeu á lavagem das

amostras com jactos de água corrente, utilizando-se crivos. O objectivo com este procedimento é o de separar o

material grosseiro (folhas, pequenos ramos ou pedras) do material mais fino, a fim de facilitar a triagem dos

macroinvertebrados. Durante esta fase teve-se o máximo de cuidado de forma a evitar ao máximo a destruição dos

organismos. O material que foi recolhido com as lavagens foi disposto em tabuleiros separados.

De seguida com o auxílio de pinças, lupa, e agulhas de dissecação, procedeu-se ao levantamento dos

macroinvertebrados dos tabuleiros, procedendo-se á sua separação para frascos de plástico com álcool a 70%. Os

organismos foram separados e identificados por grupos taxonómicos com o auxílio de uma lupa binocular, com

diferentes ampliações.

Procedeu-se à contagem dos indivíduos de cada grupo taxonómico, permitindo efectuar o cálculo dos diversos

índices e métricas.



4.3.2. COMUNIDADE PISCÍCOLA

O inventário da comunidade piscícola é uma componente integral de muitos programas de gestão de qualidade

de água em muitos países, sendo que a avaliação da estrutura geral e funcional da ictiofauna permite avaliar a

integridade biológica e proteger a qualidade das águas superficiais adequadamente (EPA, 1999).

Com a aplicação da DQA surgiu a importância em classificar as águas doces que necessitam de ser protegidas

ou melhoradas a fim de estarem aptas à vida dos peixes, designando-se como águas piscícolas. Esta designação

determina a obrigatoriedade de ser realizada mensalmente a monitorização da qualidade de água (Figura III, Anexo

5) nos troços mediante o tipo de água que se refere: águas de salmonídeos, as águas onde vivem ou poderão viver

espécies piscícolas da família Salmonidae, como a truta, ou águas de ciprinídeos, águas onde vivem ou poderão

viver espécies piscícolas da família Cyprinidae, como o barbo, a boga e o escalo.

O rio Paiva tem uma extensão de 90,5 km, desde a nascente até à Ponte de Alvarenga, com a designação de

águas de salmonídeos (DGF-Min.Agricultura, 2002).

Muitas espécies vivem e reproduzem-se numa determinada área, mais ou menos constante de um rio, enquanto

algumas espécies são migratórias. Os peixes anádromos, como o salmão e sável, reproduzem-se e desovam

em água doce mas desenvolvem-se até ao estado adulto no mar. Os peixes catádromos reproduzem-se no mar,

mas desenvolvem-se até à forma adulta em água doce, como as enguias. (Goldman & Horne, 1983).

A biomassa total de peixes pode ser bastante constante de ano para ano, mas há geralmente uma considerável

variação no tamanho das várias classes. O sucesso ou fracasso de uma classe num determinado ano é dependente

de muitos factores ambientais. Para peixes de água fria como truta, a subida da temperatura da água no Verão é um

factor determinante, no entanto, as inter- e intra- relações específicas como, a competição por alimento, predação e

canibalismo também são relevantes (Goldman & Horne, 1983).

As modificações antropógenicas no fluxo dos rios, estuários e lagos levam à redução das populações de peixes

nativos.

Vantagens em estudar a comunidade piscícola, segundo Calow & Petts (1992) e Barbour et al. (1999):

Bons indicadores a longo prazo (vários anos) dos efeitos e condições do habitat porque têm uma duração de

vida relativamente longa e são móveis;

A comunidade de peixes geralmente inclui uma variedade de espécies que representam uma variedade de

níveis tróficos (omnívoros, herbívoros, insectívoros, planctívoros, piscívoros). Tendem a integrar os efeitos de

níveis tróficos mais baixos; assim, a estrutura da comunidade reflecte a saúde ambiental de uma forma

integrada;

Estão no topo da cadeia alimentar aquática e são consumidos pelos seres humanos, tornando-se importantes

para avaliar a contaminação;

São relativamente fáceis de colectar e identificar até ao nível de espécie. A maioria dos espécimes pode ser

classificados e identificados no campo por profissionais experientes e posteriormente devolvidos ilesos ao meio

aquático;



Os requisitos ambientais da maioria dos peixes são relativamente bem conhecidos. Informações sobre o

histórico de vida e sobre distribuições de peixe são comummente disponíveis.

4.3.2.1. RECOLHA DE DADOS

Para a realização da amostragem de peixes em Castro Daire foi seguido o Protocolo de amostragem e análise

para a fauna piscícola adoptado para Portugal no âmbito da aplicação da DQA (INAG, 2008).

A recolha de peixes deve centrar-se numa abordagem multi habitat – amostragem de habitats na proporção

relativa à sua representação nos pontos de estudo. A amostragem de cada amostra deve conter habitats de riffle,

run e pool, quando possível (EPA, 1999).

A pesca eléctrica tem provado ser o mais abrangente e eficaz método para a captura de peixes em água doce

(EPA, 1999). Os métodos eléctricos têm a vantagem sobre outros meios de colheita de peixes, como, não requerem

uma preparação preliminar do local, e requisitos em termos de mão-de-obra e esforço físico pequenos. A utilização

deste método não provoca a mortalidade ou danos aos peixes. A reacção de um peixe a uma corrente eléctrica é o

resultado da estimulação do sistema nervoso, o que induz uma série de movimentos musculares involuntários, para

uma natação involuntária dirigida, de acordo com a intensidade da estimulação. A extensão do diâmetro da pesca

varia de acordo com a potência disponível, a condutividade da água - que pode mudar abruptamente - a

temperatura, e a eficiência do tipo de corrente eléctrica (Backiel, 1980).

A pesca eléctrica deve começar num local de riffle superficial ou outra barreira física no limite a jusante da área

de amostragem e terminar numa barreira semelhante a montante do ponto de amostragem (EPA, 1999).

Os peixes capturados foram identificados, medidos e pesados in situ, e posteriormente repostos no rio. Todos os

peixes com menos de 50 mm não foram pesados.



4.3.3. QUALIDADE DO HABITAT

A avaliação do valor ecológico dos ecossistemas tem vindo a tornar-se uma ferramenta cada vez mais

imprescindível na gestão dos recursos naturais, sendo o seu principal objectivo, a determinação do maior ou menor

afastamento do ecossistema do seu estado natural. A determinação e consequente interpretação dos índices de

qualidade do habitat têm consequências directas no planeamento e na gestão dos recursos hídricos, porque

reconhecem-se as potencialidades que um determinado local tem para atribuir usos de forma a praticar o seu

aproveitamento de forma mais eficiente (Gonzaléz et al., 2003).

Assim, a avaliação do habitat é definida como a avaliação da estrutura do habitat físico circundante, que

influencia a qualidade do recurso água e da condição da comunidade aquática residente (Barbour et al., 1999). As

margens ripícolas são um elemento chave no funcionamento do ecossistema aquático, e consequentemente na

qualidade da água, pois funciona como corredor biológico estruturador da margem, servindo de protecção a erosão

e as cheias, funciona como filtro da contaminação difusa e como tampão contra alterações ocorridas. A vegetação

ribeirinha é directamente dependente do regime hidrológico da linha de água, assim como do substrato geológico

(Gonzaléz et al., 2003), caracteriza-se por ser um habitat único e vulnerável em equilíbrio com o canal (Jeffries &

Mills, 1990).

O cálculo dos índices de Avaliação Visual do Habitat e de Qualidade do Bosque de Ribeira foram realizados ―in

situ‖. A época escolhida de realização das amostragens foi a Primavera a fim de evitar possíveis erros na

identificação e contabilização do número de espécies arbóreas devido a estarem sem folhas noutras estações do

ano.

Índice de Avaliação Visual do Habitat (EPA, 1999)

Este índice de avaliação rápida do habitat baseada na observação visual é usado para recolher informações

sobre as características hidrográficas e de fluxo que são úteis para a validação e interpretação de dados, avaliação

do valor ecológico, e verificação de situações de impacte negativo sob o meio aquático. As observações e as

impressões das equipas de campo são extremamente valiosas (EPA, 1999).

O processo para efectuar a avaliação rápida do habitat é feito através do preenchimento de um formulário de

dados, com dez parâmetros (Anexo 5). A cada um dos dez parâmetros, é atribuída uma pontuação, entre 0 a 20,

sendo 20 a pontuação mais alta, ou seja, que representa as condições "ideais" (EPA, 1999). As pontuações

atribuídas a cada parâmetro são somadas no final, e comparadas com a pontuação de cada parâmetro respectivo,

obtido para uma situação de referência, permitindo avaliar o grau de alteração da área de estudo.

Os cinco primeiros parâmetros são relacionados com as características do habitat e estão classificados

especificamente para o alcance de amostragem. Os cinco seguintes parâmetros estão relacionados com efeitos em

grande escala e podem exigir uma avaliação visual para além do alcance de amostragem (EPA, 1999).

Índice de Qualidade do Bosque de Ribeira (Munné et al., 1998)

Abreviadamente designado por QBR, este índice, foi desenvolvido em Espanha por Munné et al. (1998), com

aplicação principalmente em rios do Norte da Península Ibérica (Gonzaléz et al., 2003), que permite comparar o

estado ecológico actual de um habitat com um estado de referência.



Este índice permite avaliar a integridade do habitat, através da análise da composição e cobertura da galeria

ripícola, com inclusão das características das margens e habitats fluviais (MAOTDR, 2002).

O cálculo deste índice consiste no preenchimento de uma tabela (Anexo 5), com quatro métricas com o fim de

sintetizar diferentes aspectos qualitativos do estado do rio, entre 0 e 100 (Gonzaléz et al. (2003); Munné et al.,

(2003)):

Integridade – calcula-se considerando o coberto vegetal total e o grau de conexão entre a galeria ribeirinha e o

ecossistema terrestre;

Estrutura – determinada a partir do número de estratos da formação;

Qualidade – esta métrica inclui a diversidade em espécies existentes e o seu carácter de autóctones ou

alóctones, também inclui factores de perturbação humana;

Naturalidade – expressa como o grau de alteração do canal fluvial do ponto de vista físico.

A cada sessão é atribuída uma pontuação independente de o, 5, 10 e 25, indicando um estado da zona

ribeirinha cada vez mais próxima do estado natural (Gonzaléz et al., 2003). A pontuação pode ser modificada pela

identificação de características suplementares especificadas para cada métrica, mediante a soma ou subtracção de

5 a 15 pontos. No entanto a pontuação final da métrica não pode ser negativa nem superior a 25 pontos.

Para atribuir a pontuação na sessão do grau de naturalidade do canal, é necessário preencher primeiro a tabela

referente ao tipo geomorfológico (Anexo 5).

O valor final de QBR é obtido através da soma das pontuações de cada uma das quatro métricas, variando entre

0 (qualidade mínima) e 100 (qualidade máxima), e o valor obtido é analisado com a tabela onde estão definidas as

classes de qualidade do bosque de ribeira (Anexo 5).



RESULTADOS E DISCUSSÃO

Avaliação Físico-Química

Avaliação Biológica

Qualidade do Habitat



5. RESULTADOS E DISCUSSÃO

5.1. AVALIAÇÃO FÍSICO-QUÍMICA

A medição dos parâmetros físico-químicos foi efectuada, ao longo de 8 meses, nos meses de Novembro de

2011 a Junho de 2012. No mês de Janeiro não foi possível realizar a avaliação dos parâmetros no 4º ponto de

amostragem devido a uma avaria no carro que impossibilitou a deslocação até esse ponto.

5.1.1. PARÂMETROS MEDIDOS ―IN SITU‖


Figura 5.1 – Variação espácio-temporal da temperatura da água (°C)

As variações da temperatura da água observadas no gráfico apresentado (Figura 5.1) permitem verificar a

existência de uma flutuação sazonal natural, exceptuando a descida de temperatura no mês de Abril. Verifica-se

uma descida de temperatura de Novembro até Janeiro, e um aumento a partir desse mês. Os valores mais altos

foram observados no mês de Junho, onde os valores de temperatura oscilaram entre os 17,7°C (ponto nº4) e os

16,0°C (ponto nº2). O valor mais baixo registado verificou-se em Janeiro, de 6 °C, no ponto de amostragem 1.

Figura 5.2 - Valor médio de temperatura da água obtido em cada ponto de amostragem

Não se verificou diferenças significativas entre os pontos de amostragem, sendo que os valores médios deste

parâmetro em cada ponto foram: Ponto 1 – 10,61°C; Ponto 2 – 10,50°C; Ponto 3 – 10,61°C, e Ponto 4 – 11,90°C.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Nov

-11

Dez

-11

Jan-

12

Fev

-12

Mar

-12

Abr

-12

Mai

-12

Jun-

12

Tem

pera

tura

da

água

( C

)


1

2

3

4

5,00

10,00

15,00

1 2 3 4

Valor médio - Temperatura da água

Valor médio por

ponto de amostragem



Oxigénio dissolvido

Figura 5.3 - Variação espácio-temporal do oxigénio dissolvido (mg/l)

Analisando a Figura 5.3 verifica-se que os valores de oxigénio mantiveram-se semelhantes nos meses de

Novembro, Dezembro e Janeiro, e um decréscimo a partir do mês de Fevereiro. Os valores mais elevados foram

observados no mês de Novembro em todos os pontos, oscilando entre 10,79 mg/l e 11,0 mg/l. Para estes 3 meses,

incluindo o mês de Fevereiro observa-se uma clara correspondência entre os valores mais baixos de temperatura da

água e os valores mais elevados de oxigénio registados. Segundo Marcy et al. (2010) a saturação de oxigénio

ocorre com concentrações mais baixas em água com temperaturas baixas, pois a solubilidade de oxigénio

dissolvido é inversamente correlacionado com a temperatura.

No mês de Abril obtiveram-se os valores mais baixos de oxigénio, de 6, 20 mg/l (Ponto 1) e de 7, 42 mg/l (Ponto

2). Em Maio ocorreu uma ligeira subida de oxigénio em comparação com os meses de Fevereiro, Março e Junho.

Figura 5.4 - Valor médio de oxigénio dissolvido obtido em cada ponto de amostragem

Os valores médios obtidos permitem concluir que assim como para a temperatura da água, não se verificou

diferenças significativas entre os pontos de amostragem (Figura 5.4). Os valores obtidos de ambos os parâmetros

estão de acordo com as classificações estabelecidas para a qualidade da água.

0

2

4

6

8

10

12

14

Nov

-11

Dez

-11

Jan-

12

Fev

-12

Mar

-12

Abr

-12

Mai

-12

Jun-

12

Oxi

géni

o di

ssol

vido

(m

g O₂/

l)Oxigénio dissolvido

1

2

3

4

8,00

8,50

9,00

9,50

1 2 3 4

Valor médio - Oxigénio dissolvido

Valor médio porponto deamostragem



Potencial hidrogénio

Figura 5.5 - Variação espácio-temporal do pH

Pela análise da Figura 5.5, verifica-se que ao longo do período de amostragem não ocorreram variações muito

significativas de pH, salientando-se uma ligeira subida em todos os pontos de amostragem de Novembro para

Dezembro seguida de descida dos valores de pH em Janeiro nos pontos de amostragem 2 e 3, sendo que o valor

mais baixo registado foi em Janeiro no ponto 3 de 6,09. Visto que os valores mais baixos foram registados no

Inverno, pode ser explicada pelo aumento de caudal que aumenta o efeito de diluição e pela diminuição da

produtividade primária. O valor mais alto registado foi de 8,48 em Maio, igualmente para o ponto 3.

Figura 5.6 - Valor médio de pH obtido em cada ponto de amostragem

É de destacar que os valores limite toleráveis de pH para a maior parte da fauna e flora estão entre os 5,0 e 9,0

(Cortes, 1997), e que em nenhum ponto de amostragem foram registados valores de pH fora desses valores limites.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9N

ov-1

1

Dez

-11

Jan-

12

Fev

-12

Mar

-12

Abr

-12

Mai

-12

Jun-

12

pHPotencial hidrogénio

1

2

3

4

7,10

7,15

7,20

7,25

7,30

1 2 3 4

Valor médio - pH

Valor médio por pontode amostragem



Condutividade

Figura 5.7 - Variação espácio-temporal da condutividade (µS/cm)

De Janeiro a Março os valores de condutividade aumentaram progressivamente, dado que foram meses com

fraca precipitação este aumento, provavelmente, deve-se à menor quantidade de água no rio verificada nessa

época.

De acordo com a Figura 5.7 verifica-se que foi no ponto de amostragem nº 3 que se obteve os valores mais

elevados deste parâmetro. A grande discrepância de valores, comparativamente aos restantes pontos, verificou-se

principalmente nos meses de Janeiro, Fevereiro e Março. Sendo assim, o valor mais alto registado foi de 51,6

µS/cm, no mês de Fevereiro.

O valor de condutividade mais baixo registou-se no mês de Maio, com 27,3 µS/cm no ponto 1.

Relativamente aos valores médios obtidos, como era de esperar, a média mais alta é referente ao ponto 3

(40,06 µS/cm), seguindo-se o ponto 4 com 34,26 µS/cm (Figura 5.8), tal facto pode dever-se ao aumento de sólidos

dissolvidos totais provavelmente provenientes de lixiviação das margens ou devido a descargas de efluentes,

salienta-se que o ponto 3 recebe directamente os efluentes da ETAR de Castro Daire.

Figura 5.8 - Valor médio de condutividade obtido em cada ponto de amostragem

0

10

20

30

40

50

60N

ov-1

1

Dez

-11

Jan-

12

Fev

-12

Mar

-12

Abr

-12

Mai

-12

Jun-

12

Con

dutiv

idad

e (µ

S/c

m)

Condutividade

1

2

3

4

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

1 2 3 4

Valor médio - condutividade




5.1.2. PARÂMETROS MEDIDOS EM LABORATÓRIO

Carência Bioquímica de Oxigénio

Figura 5.9 - Variação espácio-temporal da carência bioquímica de oxigénio (mg O2/l)

Acerca da CBO verifica-se através da análise da Figura 5.9 que o perfil deste parâmetro ao longo do período de

estudo sofreu bastantes flutuações, em todos os pontos de amostragem.

O valor mais elevado foi registado no ponto 3 (4,24 mg O2/l) no mês de Junho, e foi no ponto 4 (0,44 mg O2/l), em

Maio que se registou o valor mais baixo deste parâmetro.

Figura 5.10 - Valor médio de CBO obtido em cada ponto de amostragem

0

1

2

3

4

5

Nov

-11

Dez

-11

Jan-

12

Fev

-12

Mar

-12

Abr

-12

Mai

-12

Jun-

12

CB

0 5 (m

g O₂/

l )

Carência Bioquímica de Oxigénio

1

2

3

4

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

3,00

1 2 3 4

Valor médio - CBO5

Valor médio porponto de amostragem



Amónia

Figura 5.11 - Variação espácio-temporal da amónia (mg/l)

Analisando a Figura 5.11 verifica-se que para os pontos 2, 3 e 4 os valores de amónia, obtidos durante os oito

meses de amostragem, foram lineares e especificamente baixos. Destaca-se, pelos valores altos o ponto 3,

principalmente nos meses de Janeiro e Fevereiro. Estes elevados valores de amónia observados no ponto 3

poderão ser resultantes de uma diminuição de caudal, como já foi referido nos meses de inverno a precipitação foi

fraca consequentemente o caudal verificou-se mais baixo nesses meses do que seria de esperar. No entanto estes

resultados podem estar relacionados também com as descargas da ETAR, e aliado ao baixo caudal o efluente da

ETAR não terá sofrido o efeito de diluição que anulasse a concentração deste parâmetro. Estes valores podem

eventualmente ser justificados com efluente não tratado eficientemente, proveniente da ETAR ou retratar problemas

de funcionamento da mesma.

Concluindo o valor obtido mais alto foi de 1,34 mg/l, no mês de Janeiro (ponto 3), sendo que na maioria dos

meses para os pontos 1 e 2 os valores de amónia não excederam os 0,05 mg/l.

Figura 5.12 - Valor médio de amónia obtido em cada ponto de amostragem

Enquanto a média para este parâmetro, nos pontos 1 e 2 foi igualmente de 0,05, mg/l e de 0,07 mg/l para o ponto 4,

o valor médio obtido para o ponto a jusante da ETAR (ponto 3), foi de 0,39 mg/l, denotando-se uma clara diferença

entre os primeiros pontos salientados e o ponto 3 (Figura 5.12).

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

1 2 3 4

Valor médio - Amónia


0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6N

ov-1

1

Dez

-11

Jan-

12

Fev

-12

Mar

-12

Abr

-12

Mai

-12

Jun-

12

Am

ónia

(m

g N

H4/

I)

Amónia

1

2

3

4



De acordo com os limiares máximos estabelecidos para o Bom estado ecológico dos parâmetros físico-

químicos, os resultados de amónia ultrapassam o valor limite definido pela DQA (Tabela XXIII, Anexo 5), assim

como os definidos pela classificação de qualidade para usos múltiplos (INAG, 2004).

Nitrato e Fosfato

Figura 5.13 – Variação espácio-temporal do nitrato (mg/l).

Figura 5.14 - Variação espácio-temporal do fosfato (mg/l)

Os valores obtidos, para ambos os parâmetros representados nas figuras acima apresentadas nunca

excederam o valor mínimo limite lido através da sonda do fotómetro (Figura 5.13 e Figura 5.14). Estes resultados

poderão estar relacionados com o efeito de diluição natural ou intensificado pela precipitação, como poderão dever-

se à maior capacidade oxidante da água.

Relativamente aos resultados de nitritos, os baixos valores observados não implicam que as águas estejam

isentas de poluição, pois estes não podem ser estudados separadamente da concentração da amónia.

0

0,5

1

1,5

2

2,5

Nov

-11

Dez

-11

Jan-

12

Fev

-12

Mar

-12

Abr

-12

Mai

-12

Jun-

12

Nitr

ato

(mg

NO

3-/l)

Nitratos

1

2

3

4

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

Nov

-11

Dez

-11

Jan-

12

Fev

-12

Mar

-12

Abr

-12

Mai

-12

Jun-

12

Fos

fato

(m

g P

O4/

l)

Fosfatos

1

2

3

4



5.2. AVALIAÇÃO BIOLÓGICA

As amostragens das comunidades de macroinvertebrados devem ser efectuadas durante a Primavera (INAG,

I.P. 2008c). Sendo assim as colheitas foram realizadas no mês de Maio de 2012. No entanto de forma a ser possível

retirar conclusões claras dos resultados obtidos, é essencial que se repitam as amostragens, na mesma época do

ano. Como apenas se realizou uma campanha ao longo do período em estudo não é possível aprofundar a

discussão dos resultados quanto à variabilidade sazonal na composição e abundância da comunidade de

macroinvertebrados. Considera-se igualmente a importância dos resultados obtidos para futuros trabalhos

realizados no rio Paiva.

5.2.1. COMUNIDADE DE MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS

No Anexo 2 são apresentados os valores descriminados por grupos taxonómicos obtidos em cada um dos

pontos de amostragem.

No total da recolha de macroinvertebrados realizada foram registados 792 indivíduos da comunidade de

macroinvertebrados bentónicos, pertencentes a 12 grupos taxonómicos (Anexo 2).

O ponto de amostragem nº3 obteve maior número de indivíduos recolhidos durante o trabalho de campo,

verificou-se também que para este ponto corresponderam os valores totais mais baixos para o índice de Shannon-

Weaver (H´), índice de Pielou (E), Índice Português de Invertebrados Norte (IPTIN) e percentagem de EPT.

A maior diversidade de espécies foi obtida no ponto nº2, igualmente para os índices %EPT, H´, IBMWP´ e IPTIN

verificou-se os resultados mais elevados.

De acordo com o IBB, IBWP e EQR as águas não se encontram poluídas.

Tabela 5.1 – Resultados obtidos dos índices bióticos

Medidas de Riqueza Medidas de Composição Medidas de tolerância /

intolerância

Ponto de amostragem

Nº de indivs Tesp H´ E IPTIN %EPT %C IBB IBMWP´

1 95 18 2,32 0,80 0,689 44,44 19,23 10 108

2 179 27 2,50 0,76 0,870 51,85 39,40 10 163

3 285 20 1,71 0,57 0,684 40,00 57,58 10 115

4 233 21 2,47 0,81 0,723 42,86 18,82 10 112

Ponto de

amostragem Classe de Qualidade do IBMWP´ EQR IBB

1 Boa Bom Água não poluída






Grupos taxonómicos

De acordo com a Figura 5.15, é possível verificar que a maioria dos grupos taxonómicos estiveram presentes

em todos os pontos de amostragem.

A ordem mais abundante foi Ephemeroptera, com 350 exemplares (44,19%), distribuída por 9 famílias, sendo

que a família com mais indivíduos identificados foi Ephemerellidae, com 233 indivíduos. A segunda ordem mais

dominante foi Diptera (29,55%), com 234 indivíduos e 8 famílias registadas, sendo que as famílias mais abundantes

foram Simuliidae e Chironomidae com 89 e 86 registos, respectivamente, o que revela a dominância destas duas

famílias em relação á sua ordem.

No ponto 1 verificou-se menor número de grupos taxonómicos, nomeadamente um total de 6 grupos. O ponto

com maior número de grupos taxonómicos foi o ponto 2, com 11 grupos, apenas não esteve presente a classe

Hirudinea

Figura 5.15 - Variação espácio-temporal do número de indivíduos de cada unidade sistemática

Foram recolhidos 382 exemplares destas ordens, o que corresponde a 48,23% do total de indivíduos (Figura

5.16).

A ordem Ephemeroptera foi a mais representativa com 350 indivíduos (91,62 % do total de indivíduos EPT),

distribuída por 9 famílias. Destas as mais abundantes foram, Ephemerellidae (233 indivíduos), Leptophlebiidae (54

indivíduos) e Baetidae (28 indivíduos).

A ordem Trichoptera registou 19 indivíduos de 6 famílias (4,97% do total de indivíduos EPT, enquanto da ordem

Plecoptera obteve apenas 13 indivíduos de 4 famílias (3,40%).

Estas ordens desempenham um papel fundamental no biomonitorização como indicadores de boa qualidade da

água, devido á sua sensibilidade às perturbações do habitat e intolerância à poluição (Callisto et al., 2001).

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

1 2 3 4

Principais Grupos Taxonómicos

Platyhelmintes

Crustacea

Plecoptera

Trichoptera

Ephemeroptera

Odonata

Heteroptera

Coleoptera

Diptera

Gastropoda

Oligochaeta

Hirudinea

Turbelaria



Observou-se uma predominância de EPT no ponto de amostragem nº 2, sendo que o valor mais baixo foi obtido

no ponto nº3.

De referir que no ponto nº4 não foi encontrado nenhuma espécie da ordem Plecoptera, nos restantes três

pontos de amostragem as três ordens obtiveram registos.

Figura 5.16 – Resultados relativos à percentagem de Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera, nos quatro pontos de amostragem

Relativamente ao índice de percentagem de Chironomidae, foram recolhidos 86 exemplares desta família, o que

corresponde a 36,75% do total obtido na ordem Diptera (234 indivíduos). Os valores variaram de 18,82% C no ponto

nº4 e 35% no ponto nº3. Assim sendo o ponto nº3, como se verifica na Figura 5.17, obteve o resultado mais

elevado, tanto na percentagem total da ordem como na percentagem de Chironomidae. Salienta-se a discrepância

referente aos resultados no ponto nº2, a baixa percentagem de Diptera em contraste com percentagem de

Chironomidae, tal deve-se ao reduzido número de famílias obtido (famílias Chironomidae e Simullidae, apenas).

Figura 5.17 – Resultados relativos à percentagem da ordem Diptera e da família Chironomidae, nos quatro pontos de amostragem

Índice de Diversidade de Shannon-Weaver e índice de Evenness ou Equitabilidade

Na figura 5.18 é possível verificar que os valores do índice de diversidade de Shannon-Weaver obtidos nos

diferentes locais amostrados foram significativamente elevados, oscilando entre 1, 71 (Ponto nº3) e 2,5 (Ponto nº2).

Este índice integra a alta riqueza de espécies com as boas condições de integridade, sugerindo a adequada

0

10

20

30

40

50

60

1 2 3 4

% EPT

Global

Ephemeroptera

Trichoptera

Plecoptera

0

20

40

60

1 2 3 4

% Chironomidae

% Diptera

nº de famílias

% C



disponibilidade de habitats, fontes de alimento e nichos que poderão ser ocupados, de forma a suportar a

propagação e sobrevivência da comunidade aquática (Barbour et al., 1999).

Os valores do índice de equitabilidade de Pielou verificaram-se positivamente elecados, variando entre 0,57

(Ponto nº3) e 0,81 (Ponto nº4). Os valores deste índice próximos de 1, traduzem um ―Bom‖ estado ecológico, o que

não se verificou apenas no ponto nº3.

Figura 5.18 – Variação dos valores do índice de diversidade de Shannon-Weaver (H´) e do índice de equitabilidade de Pielou (E) da comunidade de macroinvertebrados bentónicos.

5.2.2. COMUNIDADE PISCÍCOLA

Foram recolhidos, através da pesca eléctrica, um total 39 peixes, pertencentes a 3 espécies, nomeadamente, 31

indivíduos de Boga-comum (Chondrostoma polylepis), 7 indivíduos da espécie Escalo (Squalius carolitertii), e um

indivíduo de Truta-marisca (Salmo trutta) (Tabela 5.2).

O rio Paiva é conhecido por ser um bom local de pesca e as espécies detectadas são frequentemente

enunciadas pelos pescadores habituais da zona.

Das espécies mencionadas apenas a espécie Salmo trutta está classificada como ameaçada, com estatuto

―Criticamente em perigo‖, de acordo com o Livro Vermelho dos Vertebrados de Portugal (Cabral et al., 2008).

Tabela 5.2 – Resultados obtidos na amostragem da comunidade píscola através da pesca eléctrica.

Ponto 1

10/5/2012

Montante da ETAR

Nº de indivíduos salmonídeos capturados 0

Nº de indivíduos ciprinídeos capturados 10

Ponto 3

10/5/2012

Jusante da ETAR

Nº de indivíduos salmonídeos capturados 1

Nº de indivíduos ciprinídeos capturados 28

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

1 2 3 4

Índices de Diversidade e Equitabilidade

Índice de Shannon-Weaver

Índice de Evenness



5.3. QUALIDADE DO HABITAT

Os valores obtidos nos índices de Avaliação Visual do habitat (AVH) e Qualidade do Bosque da Ribeira (QBR)

em cada ponto de amostragem encontram-se na Tabela 5.3 e Tabela 5.4. Denota-se que globalmente os locais de

amostragem apresentam reduzido afastamento ao estado natural do ecossistema (Figura 5.19), resultados

esperados visto sofrerem reduzidas interferências antropogénicas. Salienta-se no entanto o ponto nº3, que obteve a

pontuação total inferior de QBR, assim como o ponto nº2. Apesar da galeria ripícola nos pontos referidos estar

relativamente estruturada e sem margens artificializadas, a localização transversal da ETAR de Castro Daire

prejudica o crescimento de vegetação na margem esquerda em que está inserida a infra-estrutura.

Tabela 5.3 - Valores obtidos para as quatro métricas consideradas no índice QBR

Ponto de

amostragem Integridade Estrutura Complexidade Naturalidade

Pontuação

total

1 25+5 25+5 25+10 25-10 110

2 25 25 25+10-5 25 95

3 25 10+10 25+5 5 80

4 25+10 25+10 25+10-5 25 125

Tabela 5.4- Valores obtidos nos índices de qualidade do habitat (QBR e AVH)

Ponto de Amostragem

QBR AVH

1 110 172

2 95 177

3 80 145

4 125 183

Figura 5.19 - Valores obtidos para os índices de QBR e AVH

0

50

100

150

200

250

300

350

1 2 3 4

AVH

QBR



6. CONCLUSÃO

Com a elaboração deste trabalho foi possível concluir, no que diz respeito ao impacto das descargas da ETAR

de Castro Daire no rio Paiva, nomeadamente:

Na generalidade os quatro locais amostrados ao longo do troço seleccionado do rio Paiva não demonstraram

influência de impactes negativos na qualidade da água, embora algumas variações tenham sido detectadas em

alguns parâmetros físico-químicos e biológicos.

Relativamente à qualidade físico-química da água do rio Paiva, verificaram-se indícios de poluição a jusante da

ETAR, devido à elevada condutividade e elevadas concentrações de amónia, aumentando o risco da situação

verificada evoluir para eutrofização do meio, principalmente nos meses mais quentes. Neste caso, o lançamento de

efluentes urbanos deve ter maior controlo, e dado que o funcionamento da ETAR poderá não estar em pleno

desempenho, o risco de poluição das águas do rio Paiva é maior.

Através do estudo da comunidade de macroinvertebrados bentónicos não se quantifica a situação alarmante,

que coloque em risco o ―Bom‖ estado ecológico do rio. No entanto uma análise continuada e, através de um maior

esforço de amostragem permitiria uma avaliação mais consistente do funcionamento do ecossistema aquático.

O ponto de amostragem nº3 revelou ser o local mais afectado, tanto através da avaliação físico-química, como

pela avaliação da comunidade de macroinvertebrados bentónicos, facto esperado visto estar posicionado

imediatamente a jusante da ETAR de Castro Daire.

A avaliação do habitat através dos índices QBR e AVH revelou perturbações nos pontos nº 2 e nº3, dado serem

influenciados pela localização da ETAR. Em nenhum local de amostragem se verificou a ocorrência de espécies

alóctones e/ou exóticas. Dado que uma infra-estrutura construída nas margens de um rio tem sempre um impacte

auferido, o mesmo deve ser mitigado ao máximo, a fim de reduzir o impacte no ecossistema. Salienta-se a

importância na aplicação de medidas de recuperação dos ecótonos ripários, com a plantação de espécies

arbustivas e arbóreas nativas, com proliferação natural ao longo da margem oposta e ao longo do rio. As espécies

dominantes revelaram ser Alnus glutinosa, Salix babylonica, Castanea sativa e Populus nigra.

Actualmente, a ETAR de Castro Daire não possui qualquer licença válida para rejeição de águas residuais,

sendo que esta situação já se verifica há 3 anos, o que levou à instauração de um processo Contra-Ordenacional,

emitido pela Inspecção Geral do Ambiente e do Ordenamento do Território (SEPNA – Anexo 7).

Em 2011, a Câmara Municipal de Castro Daire comunicou à ARH Norte, que tinha ocorrido uma avaria no

distribuidor rotativo do leito percolador da ETAR (SEPNA – Anexo 7), pelo que é fundamental melhorar os

equipamentos essenciais ao correcto tratamento das águas residuais, a fim de as descargas não colocarem em

risco a qualidade da água do rio Paiva.

No sentido de se obterem resultados mais realistas acerca da variação especial e temporal dos parâmetros

físico-químicos e biológicos, de forma a quantificar com mais rigor o impacte da ETAR de Castro Daire, salienta-se a

necessidade da continuação deste estudo.

Findo este trabalho estou muito satisfeita com o resultado final. No que toca à execução não tive dificuldades de

maior, tendo em conta a experiência adquirida e o apoio, que muito agradeço, do Professor Nuno Formigo.



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Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | I

ANEXOS

1_Parâmetros Físico-Químicos

2_Comunidade de macroinvertebrados Bentónicos

3_Comunidade Píscicola

4_Qualidade do habitat

5_Directiva-Quadro da Água

6_Caracterização Climática

7_Comunicação do SEPNA à Associação de Defesa do Vale do Paiva


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | II

Anexo_1 PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS

Resultados obtidos ao longo das amostragens realizadas referentes aos parâmetros físico-químicos

referentes aos quatro pontos de amostragem.

Classificação dos cursos de água superficiais de acordo com as características de qualidade para usos

múltiplos.


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | III

Tabela I - Resultados obtidos ao longo das amostragens realizadas referentes aos parâmetros físico-químicos

Mês

Ponto de

Amostragem

Parâmetro Temp. da

água (˚C)

O2 (mg/I)

pH Cond.

(µS/cm) CB05

(mg O2/I) NH4

(mg/I) NO3- (mg/I)

PO4 (mg/I)

No

vem

bro

201

1

1 10,5 11,06 7,04 32,3 2,97

˂ 0,04 ˂ 2 0,65 2,37

2 10,9 11,02 6,89 32,4 4,4

˂ 0,04 ˂ 2 < 0,65 2,77

3 11,0 10,79 7,28 34,0 2,85

0,06 ˂ 2 0,65 2,28

4 10,8 11,85 7,05 34,0 3,34

˂ 0,04 ˂ 2 < 0,65 3,07

Dez

emb

ro 2

011

1 7,3 10,87 7,17 30,9 0,87

˂ 0,04 ˂ 2 < 0,65 0,77

2 8,2 10,79 7,39 29,3 0,62

˂ 0,04 ˂ 2 < 0,65 0,7

3 8,5 11,02 7,41 33,9 0,92

0,08 ˂ 2 < 0,65 2,12

4 8,0 11,88 7,54 32,3 1,4

0,05 ˂ 2 < 0,65 0,13

Jan

eiro

201

2

1 6 10,63 7,3 32,3 0,7

˂ 0,04 ˂ 2 < 0,65 1,11

2 6,1 10,77 6,86 32,9 1,27

˂ 0,04 ˂ 2 < 0,65 2,76

3 6,6 11,36 6,09 46,5 1,85

0,63 ˂ 2 0,65 3,54

4 - - - - - - - -

Fev

erei

ro 2

012

1 6,9 9,42 7,17 33,0 0,85

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 0,58

2 7 9,37 7,11 35,7 0,63

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 0,65

3 7,3 10,67 7,20 51,6 0,71

1,34 ˂ 2 < 0,65 1,29

4 8,6 9,65 7,10 36,9 0,73

0,08 ˂ 2 < 0,65 1,62

Mar

ço 2

012

1 12 6,83 7,27 35,5 2,01

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 1,57

2 10,5 8,44 7,15 37,4 1,17

0,05 ˂ 2 < 0,65 1,25

3 10,7 7,81 7,27 51,0 2,63

0,26 ˂ 2 < 0,65 1,82

4 13,2 7,61 7,17 39,5 1,15

0,08 ˂ 2 < 0,65 1,53

Ab

ril 2

012

1 10,8 6,20 7,22 31,8 0,38

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 0,51

2 10,2 7,42 7,26 33,2 0,74

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 0,86

3 10,2 7,08 7,24 36,7 2,42

0,25 ˂ 2 < 0,65 1,29

4 10,8 7,21 7,20 35,7 1,41

0,16 ˂ 2 < 0,65 2,13


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | IV

Mês

Ponto de

Amostragem

Parâmetro Temp. da água (˚C)

O2 (mg/I)

pH Cond.

(µS/cm) CB05

(mg O2/I) NH4

(mg/I) NO3- (mg/I)

PO4 (mg/I)

Mai

o 2

012

1 14,0 7,74 7,18 27,3 2,53

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 1,29

2 15,1 8,60 7,24 28,3 3,29

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 2,5

3 14,4 6,95 8,48 28,7 2,92

0,11 ˂ 2 < 0,65 3,85

4 14,2 6,55 7,20 27,5 0,43

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 0,45

Jun

ho

201

2

1 17,4 6,24 7,31 30,6 1,9

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 1,94

2 16,0 7,53 7,40 32,6 3,73

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 3,43

3 16,2 7,48 7,30 38,1 4,33

0,42 ˂ 2 < 0,65 4,14

4 17,7 6,98 7,44 33,9 3,37

< 0,05 ˂ 2 < 0,65 2,77


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | V

Tabela II - Classificação dos cursos de água superficiais de acordo com as características de qualidade para usos múltiplos (INAG, 2004)

Tabela III – Significado das classes de qualidade para usos múltiplos (INAG, 2004)


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | VI

Anexo_2 COMUNIDADE DE MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS

Listagem e identificação dos macroinvertebrados recolhidos em campo

Ficha de campo

Medidas bioindicadoras avaliadas e resposta esperada correspondente, após impacto negativo no

ecossistema.

Valores de referência das métricas para os diferentes tipos de rios de Portugal Continental

Mediana dos valores de referência e fronteiras para os tipos de rios de Portugal Continental

Limites práticos de identificação considerados para a determinação do Índice Biológico Belga.

Quadro-Padrão para o cálculo do índice Biótico Belga.

Classes de qualidade, com significado dos valores do Índice Biótico Belga, e cores correspondentes

a cada classe.

Pontuações atribuídas às diferentes famílias de macroinvertebrados aquáticos para o cálculo de

BMWP´.

Classes de qualidade, significado dos valores do BMWP´ e cores correspondentes a cada classe.


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | VII

Tabela IV – Resultados da colheita de macroinvertebrados no ponto de amostragem nº1

Ponto 1 10/05/2012

Nº de arrasto

Unidade de Sedimentação Unidade de Erosão

Substrato % na área amostrada

Tipo de corrente


Tipo de corrente

1 Pedras 5 Reduzida

2 Areia 10 Reduzida

3 Macrófitos 5 Reduzida

4 Blocos 40 Rápida

5 Macrófitos 40

Rápida

6 Macrófitos Rápida

Ordem/Classe Família 1 2 3 4 5 6 Total por família

Oligochaeta Oligochaeta 0 17 0 0 0 0 17

Crustacea CAMBARIDAE 0 0 0 0 0 1 1

Crustacea GAMMARIDAE 0 0 6 0 0 0 6

Ephemeroptera CAENIDAE 1 0 0 0 0 0 1

Ephemeroptera EPHEMERELLIDAE 0 0 1 9 4 8 22

Ephemeroptera OLIGONEURIIDAE 0 0 1 0 0 0 1

Ephemeroptera PROSOPISTOMATIDAE 2 0 7 0 0 0 9

Plecoptera CHLOROPERLIDAE 0 0 0 1 0 0 1

Plecoptera PERLIDAE 0 0 0 0 0 1 1

Plecoptera PERLODIDAE 0 0 6 0 0 0 6

Trichoptera POLYCENTROPODIDAE 0 0 1 0 0 0 1

Diptera ATHERICIDAE 0 1 1 0 0 0 2

Diptera CERATOPOGONIDAE 0 1 0 0 0 0 1

Diptera CHIRONOMIDAE 0 4 0 0 0 1 5

Diptera SIMULIIDAE 0 0 10 0 4 1 15

Diptera TABANIDAE 0 0 0 0 0 2 2

Diptera TIPULIDAE 0 1 0 0 0 0 1

Odonata CALOPTERYGIDAE 0 0 3 0 0 0 3

Total por amostra 3 24 36 10 8 14 95

Tabela V – Resultados da colheita de macroinvertebrados no ponto de amostragem nº2

Ponto 2 11/05/2012

Nº de arrasto



Tipo de corrente


Tipo de corrente

1 Blocos 25 Reduzida

2 Pedras 20 Reduzida


4 Blocos 40 Moderada

5 Pedras 5 Moderada

6 Macrófitas 5 Moderada

Ordem/Classe Família 1 2 3 4 5 6 Total por família Turbellaria DUGESIIDAE 1 0 0 0 0 0 1

Gastropoda ANCYLIDAE 0 5 0 0 1 0 6

Gastropoda BITHYNIIDAE 5 1 1 0 0 0 7


Ephemeroptera BAETIDAE 0 0 0 2 0 1 3


Ephemeroptera EPHEMERIDAE 0 0 0 0 0 7 7

Ephemeroptera HEPTAGENIIDAE 0 0 0 0 1 0 1

Ephemeroptera LEPTOPHLEBIIDAE 0 0 15 34 1 0 50


Ephemeroptera POTAMANTHIDAE 0 0 1 0 0 0 1


Plecoptera TAENIOPTERYGIDAE 0 0 1 0 0 0 1

Heteroptera HYDROMETRIDAE 0 0 3 0 0 0 3


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | VIII

Megaloptera SIALIDAE 0 0 1 0 0 0 1

Coleoptera DRYOPIDAE 0 0 1 0 0 0 1

Coleoptera HYDROPHILIDAE 0 0 1 0 0 0 1

Trichoptera HYDROPSYCHIDAE 0 0 0 0 0 2 2

Trichoptera PHRYGANEIDAE 0 0 3 0 0 0 3


Trichoptera RHYACOPHILIDAE 0 0 0 1 0 1 2

Trichoptera SERICOSTOMATIDAE 0 1 0 0 0 0 1




ACARINA 0 0 3 0 0 0 3

Platyhelmintes PLATYHELMINTES 0 0 1 0 0 0 1


Tabela IV – Resultados da colheita de macroinvertebrados no ponto de amostragem nº3

Ponto 3 11/05/2012

Nº de arrasto



Tipo de corrente Substrato % na área amostrada

Tipo de corrente

1 Pedras 5 Reduzida

2 Areia 5 Reduzida

3 Blocos 20 Reduzida

4 Blocos 50

Rápida

5 Blocos Rápida

6 Pedras 20 Rápida

Ordem/Classe Família 1 2 3 4 5 6 Total por

família



Hirudinea ERPOBDELLIDAE 4 0 2 0 1 3 10





Plecoptera CHLOROPERLIDAE 1 0 0 0 0 0 1



Trichoptera LEPTOCERIDAE 1 0 0 0 0 0 1




Diptera LIMONIIDAE 0 0 0 4 1 1 6


Diptera STRATIOMYIIDAE 0 1 0 0 0 0 1


Odonata GOMPHIDAE 1 0 1 0 0 0 2




Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | IX

Tabela VII – Resultados da colheita de macroinvertebrados no ponto de amostragem nº4

Ponto 4 10/05/2012

Nº de arrasto



Tipo de corrente


Tipo de corrente

1 Blocos 5 Reduzida


3 Blocos 45

Moderada

4 Blocos Rápida

5 Macrófitos 45

Moderada

6 Macrófitos Rápida

Ordem/Classe Família 1 2 3 4 5 6 Total por família


Gastropoda BITHYNIIDAE 12 12 0 0 1 0 25

Gastropoda PHYSIDAE 0 15 0 0 0 1 16






Ephemeroptera LEPTOPHLEBIIDAE 1 0 0 3 0 0 4


Coleoptera ELMIDAE 0 2 0 0 0 0 2

Coleoptera HYDROPHILIDAE 1 0 0 0 0 0 1



Trichoptera RHYACOPHILIDAE 0 1 0 0 0 0 1









Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | X

Tabela VIII – Ficha de campo para amostragem de macroinvertebrados bentónicos

IDENTIFICAÇÃO DO LOCAL DE AMOSTRAGEM

Código

Designação do local

Designação do curso de água

Designação da bacia hidrográfica

Tipologia do curso de água M N1 N2 N3 N4 L S1 S2 S3 S4

Localização

Coordenadas N ; W

X ; Y

Data de amostragem / /

Hora de início : :

Hora de conclusão : :

Equipa

VARIÁVEIS AMBIENTAIS

Nebulosidade Limpo Pouco nublado Nublado Muito nublado Trovoada

Precipitação Nula Chuvisco Aguaceiros Chuva Chuva forte

Substrato Unidade de Sedimentação Unidade de Erosão

Tipo de corrente

% na área amostrada

Arrasto nº Tipo de corrente

% na área amostrada

Arrasto nº

Blocos

Nula Reduzida Moderada

Rápida Muito rápida

00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85

90 95 100

1 2 3 4 5 6



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95

100

1 2 3 4 5 6

Pedras



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85

90 95 100

1 2 3 4 5 6



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95

100

1 2 3 4 5 6

Cascalho



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85

90 95 100

1 2 3 4 5 6



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95

100

1 2 3 4 5 6

Areia silte

argila



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85

90 95 100

1 2 3 4 5 6



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95

100

1 2 3 4 5 6

Macrófitos e

algas



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85

90 95 100

1 2 3 4 5 6



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95

100

1 2 3 4 5 6

Matéria orgânica

particulada grosseira



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85

90 95 100

1 2 3 4 5 6



00 05 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95

100

1 2 3 4 5 6


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XI

Tabela IX - Valores de referência das métricas para os diferentes tipos de rios de Portugal Continental (INAG, I.P., 2009)

Tabela X - Mediana dos valores de referência e fronteiras para os tipos de rios de Portugal Continental (INAG, I.P., 2009)


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XII

Tabela XI - Medidas bioindicadoras avaliadas e resposta esperada correspondente, após impacte negativo no ecossistema (Queiroz et al., 2008)

Índice/Métrica Resposta esperada

Número total de espécies (Tesp) Diminui

Nº famílias EPT Diminui

Shannon-Weaver (H´) Diminui

% EPT Diminui

% Chironomidae Aumenta

Índice Biológico Belga (IBB) Diminui

Iberian Biological Monitoring Working Party (IBMWP´) Diminui

Tabela XII - Limites práticos de identificação considerados para a determinação do Índice Biológico Belga (IBB) (Adaptado de Fontura (1985); Peralta, 2004)

Grupo Faunístico Limite de identificação

Filo Platelminthes

Classe Turbellaria

Ordem Tricladida

Género

Filo Annelida

Classe Clitellata

Sub-classe Oligochaeta

Sub-classe Hirudinea

Família

Género

Filo Mollusca

Classe Gastropoda

Classe Bivalvia

Género

Género

Filo Arthropoda

Classe Crustacea

Sub-classe Malacostraca

Ordem Isopoda

Ordem Decapoda

Família

Família

Classe Insecta

Ordem Plecoptera

Ordem Ephemeroptera

Ordem Trichoptera

Ordem Odonata

Ordem Megaloptera

Ordem Coleoptera

Ordem Diptera

Ordem Hemiptera/Heteroptera

Género

Género

Família

Género

Género

Família

Família

Género

Classe Aracnidae

Ordem Acari

Presença


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XIII

Tabela XIII - Quadro-Padrão de Tuffery e Verneaux, utilizado para o cálculo do índice Biótico Belga (IBB) (Adaptado de Fontura, 1985)

I Grupos faunísticos

II Número de unidades

sistemáticas presentes

III Número total de unidades sistemáticas

presentes

0-1 2-5 6-10 11-15 ≥ 16

Índice biótico

1_ Plecoptera ou HEPTAGENIIDAE

1_várias US - 7 8 9 10

2_apenas 1 US 5 6

7 8 9

2_Tricópteros com casulo 1_várias US - 6 7 8 9

2_ apenas 1 US 5 5 6 7 8

3_ANCYLIDAE e Ephemeroptera (excepto Heptageniidae)

1_mais de 2 US - 5 6 7

8

2_2 ou menos de 2 US 3 4 5 6 7

4_Aphelocheirus ou Odonata ou GAMMARIDAE ou Mollusca (excepto

SPHAERIDAE)

Todas as US anteriores ausentes

3 4 5 6 7

5_Asellus ou Hirudinea ou SPHAERIDAE ou Hemiptera (excepto Aphelocheirus)


2 3 4 5 -

6_TUBIFICIDAE ou CHIRONOMIDAE do grupo thummi-plumosus


1 2 3 - -

7_ERISTALINAE (=SYRPHIDAE) Todas as US anteriores ausentes

0 1 1 - -

Tabela X IV - Classes de qualidade, com significado dos valores do Índice Biótico Belga (IBB), e cores correspondentes a cada classe

Classe Índice Biótico Significado Cor representativa

I 10-9 Água não poluída Azul

II 8-7 Ligeiramente poluída Verde

III 6-5 Moderadamente poluída Amarelo

IV 4-3 Muito poluída Laranja

V 2-1-0 Fortemente poluída Vermelho


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XIV

Tabela XV - Pontuações atribuídas às diferentes famílias de macroinvertebrados aquáticos para o cálculo de BMWP´

Famílias Pontuação

Siphlonuridae, Heptageniidae, Leptophlebiidae, Potamanthidae, Ephemeridae Taeniopterygidae, Leuctridae, Capniidae, Perlodidae, Perlidae Chloroperlidae Aphelocheiridae Phryganeidae, Molannidae, Beraeidae, Odontoceridae, Leptoceridae, Goeridae Lepidostomatidae, Brachycentridae, Sericostomatidae Athericidae, Blephariceridae

10

Astacidae Lestidae, Calopterygidae, Gomphidae, Cordulegasteridae, Aeshnidae Cordullidae, Libellulidae Psychomyiidae, Philopotamidae, Glossossomatidae

8

Ephemerellidae Prosopistomatidae Nemouridae Rhyacophilidae, Polycentropodidae, Limnephilidae, Ecnomidae

7

Neritidae, Viviparidae, Ancylidae, Thiaridae Hydroptilidae Unionidae Corophiidae, Gammaridae, Atyidae Platycnemididae, Coenagrionidae

6

Oligoneuriidae, Polymitarcidae Dryopidae, Elmidae, Helophoridae, Hydrochidae, Hydraenidae, Clambidae Hydropschidae Tipulidae, Simuliidae Planariidae, Dendrocoelidae, Dugesiidae

5

Baetidae, Caenidae Haliplidae, Curculionidae, Chrysomelidae Tabanidae, Stratiomyidae, Empididae, Dolichopodidae, Dixidae Ceratopogonidae, Anthomyidae, Limoniiidae, Psychodidae, Sciomyzidae Rhagionidae Sialidae Piscicolidae Hidracarina

4

Mesoveliidae, Hydrometridae, Gerridae, Nepidae, Naucoridae, Pleidae, Veliidae Nontonectidae, Corixidae Helodidae, Hydrophilidae, Hygrobiidae, Dytiscidae, Gyrinidae Valvatidae, Hydrobiidae, Lymnaeidae, Physidae, Planorbidae Bithniidae, Bythinellidae, Sphaeridae Glossiphoniidae, Hirudidae, Erpobdellidae Asellidae, Ostracoda

3

Chironomidae, Culicidae, Ephydridae, Thaumaleidae 2

Oligochaeta (todas as classes), Syrphidae 1

Tabela XVI - Classes de qualidade, significado dos valores do BMWP´ e cores correspondentes a cada classe

Classe Qualidade Valor Significado Cor representativa

I Boa ˃ 150

101-120

Águas muito limpas, Águas não contaminadas ou não alteradas de modo sensível.

Azul

II Aceitável 61-100 São evidentes alguns efeitos de contaminação. Verde

III Duvidosa 36-60 Águas contaminadas. Amarelo

IV Crítica 16-35 Águas muito contaminadas. Laranja

V Muito crítica ˂ 15 Águas fortemente contaminadas. Vermelho


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XV

Anexo_3 COMUNIDADE PISCÍCOLA

Listagem e identificação das espécies encontradas no rio Paiva


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XVI

Tabela XVII - Resultados da pesca eléctrica nos pontos de amostragem nº1 e nº3

Ponto 1

10/5/2012

Montante da ETAR

Nº de indivíduos salmonídeos

capturados 0

Nº de indivíduos ciprinídeos

capturados 10

Nº de exemplar

Espécie Peso (g) Comprimento (mm)

1 Chondrostoma polylepis 1,1 60

2 Squalius carolitertii - 40



5 Squalius carolitertii 3,8 76



8 Chondrostoma polylepis - 40



Ponto 3

11/5/2012

Jusante da ETAR

Nº de indivíduos salmonídeos

capturados 1

Nº de indivíduos ciprinídeos

capturados 28

Nº de exemplar

Espécie Peso (g) Comprimento (mm)



3 Chondrostoma polylepis 8 98















18 Salmo trutta - 44













Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XVII

Anexo_4 QUALIDADE DO HABITAT

Classificação da zona ribeirinha dos ecossistemas fluviais para o cálculo Índice QBR.

Determinação do tipo geomorfológico da zona ripária para o cálculo Índice QBR.

Classes e respectivo significado dos valores do índice QBR e cores correspondentes a cada classe.


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XVIII

Tabela XVIII – Ficha para calcular o índice de Avaliação Visual do Habitat (AVH) (EPA, 1999)

Par

âmet

ros

a av

alia

r Parâmetro do

habitat

Categorias

Óptimo Sub-óptimo Marginal Pobre

1. Capacidade do substrato para acolher a epifauna

Mais de 70% de habitat favorável á colonização

pela epifauna e à utilização pelos peixes;

mistura de ramos, troncos submersos,

blocos ou outros habitats estáveis e com

potencial máximo de colonização (ex. troncos já com um certo tempo

de deposição)

40-70% de mistura de habitats estáveis; boas condições para a total colonização; habitat

adequado para a manutenção das

populações; presença de substrato adicional

recentemente depositado no canal e

ainda não completamente apto para a colonização.

20-40% de mistura de habitats estáveis; disponibilidade de habitat inferior ao

desejável; substrato frequentemente

removido ou perturbado.

Menos de 20% de habitats estáveis; evidente falta de

habitats; substrato inexistente ou instável.

Pontuação 20 19 18 17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

2. Caracterização do substrato das poças

Mistura de diferentes tipos de substratos,

com cascalho e areia como materiais

dominantes; raízes e vegetação submersa

comuns.

Mistura de areia, lama ou argila; a lama pode ser o tipo de material

dominante; presença de algumas raízes e

vegetação dominante.

Substrato constituído quase exclusivamente

por lama, argila ou areia; poucas ou nenhumas raízes;

ausência de vegetação submersa.

Substrato constituído por argila compacta ou

rocha; ausência de raízes ou vegetação

submersa.

Pontuação 20 19 18 17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

3. Variabilidade das poças

Presentes poças do tipo: • grandes e baixas;

• grandes e profundas,

• pequenas e baixas,

• pequenas e

profundas

A maioria das poças são do tipo grandes e

profundas; muito poucas são de baixa

profundidade.

Dominância das poças de fraca profundidade relativamente às de muita profundidade.

A maioria das poças é de baixa profundidade; ou poças inexistentes.

Pontuação 20 19 18 17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

4. Deposição de sedimentos

Pouco ou nenhum aumento da superfície

de ilhas e menos de 5% de substrato afectado

pela deposição de sedimentos.

Algum aumento de formação de barreiras,

constituídas, essencialmente, por cascalho, areia ou

sedimentos finos; 5-30% do substrato afectado; pequena

deposição de sedimentos nas poças.

Deposição moderada de cascalho, areia ou sedimentos finos em

faixas novas ou antigas; 30-50% do substrato

afectado; deposição de sedimento, nas obstruções e

constrições do canal; deposição moderada de sedimento nas poças.

Pesados depósitos de materiais finos

aumentam a formação de barreiras; mais de 50% do substrato em mudanças frequentes;

quase ausência de poças devido à deposição de sedimentos.

Pontuação 20 19 18 17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

5. Homogeneidade do fluxo de água no canal

A água corre pelos dois lados do canal,

podendo apenas uma pequena parte do leito

do rio não estar coberta por água.

A água corre por mais de 75% do canal; ou

menos de 25% d canal não está coberto por

água.

A água corre por 25-75% do canal, e /ou o substrato encontra-se exposto nas zonas de

rápidos.

Muito pouca água no leito do rio e a maior

parte confinada a poças.

Pontuação 20 19 18 17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XIX

Par

âmet

ros

a av

alia

r Parâmetro do

habitat

Categorias

Óptimo Sub-óptimo Marginal Pobre

6. Alteração do canal

Canalização débil ou ausente; rio com um

padrão normal.

Presente alguma canalização,

usualmente em áreas de pontes; podem

existir evidências de canalização antiga

(dragagens, com idade superior a 20 anos),

mas não existir canalização recente.

A canalização do rio pode ser extensiva; taludes ou escoras

podem estar presentes em ambas as margens;

40-80% do rio corre canalizado ou com

interrupções.

Margens limitadas por cimento ou muros; mais

de 80% do rio corre canalizado ou com

interrupções; os habitats aquáticos estão fortemente

alterados ou inteiramente removidos.

Pontuação 20 19 18 17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

7. Sinuosidade do canal

As curvas do rio aumentam 3 a 4 vezes o comprimento do rio,

relativamente a um percurso linear. (Nota: a ramificação dos rios é

considerada normal nas zonas costeiras e

outras zonas muito planas, tornando difícil

a avaliação)

As curvas aumentam o comprimento do rio 2 a 3 vezes relativamente a

um percurso linear.

As curvas aumentam o comprimento do rio 1 a 2 vezes relativamente a

um percurso linear.

O rio segue uma trajectória linear;

geralmente em linhas de água canalizadas em longas distâncias.

Pontuação 20 19 18 17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

8. Estabilidade das margens (pontuação para cada margem)

Margens estáveis; pouca ou nenhuma

evidência de erosão ou de derrocada das

margens; fraco potencial para

problemas futuros; menos de 5% das

margens com problemas.

Mistura de areia, lama ou argila; a lama pode ser o tipo de material

dominante; presença de algumas raízes e

vegetação dominante.

Substrato constituído quase exclusivamente

por lama, argila ou areia; poucas ou nenhumas raízes;

ausência de vegetação submersa.

Substrato constituído por argila compacta ou

rocha; ausência de raízes ou vegetação

submersa.

Pontuação (M.E.) M.E. 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

Pontuação (M.D.) M.D. 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

9. Corredor ripário (pontuação para cada margem)

Mais de 90% da superfície da margem e da zona ripária coberta

por vegetação autóctone, incluindo árvores, vegetação herbácea; nudez do solo mínima ou não

evidente; praticamente todas as plantas com

um crescimento natural.

70-90% da superfície das margens coberta

por vegetação autóctone, mas com um

dos tipos de plantas mal representado; ruptura evidente da

vegetação rasteira, mas que não afecta o seu

potencial de crescimento.

50-70% da superfície das margens coberta

por vegetação; grandes manchas sem

vegetação; apenas metade do terreno

apresenta potencial de crescimento.

Menos de 50% dos terrenos marginais se

encontram com cobertura vegetal;

grandes espaços sem vegetação; pouca ou nenhuma capacidade

de crescimento de cobertura vegetal.

Pontuação (M.E.) M.E. 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

Pontuação (M.D.) M.D. 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

10. Largura do corredor ripário (pontuação para cada margem)

Largura do corredor ripário maior que 18m;

as actividades humanas (estacionamento,

campismo, campos agrícolas) não têm impacto na área

Largura do corredor ripário entre 12 3 18m.

O impacto de actividades humanas é

mínimo.

Largura do corredor ripário entre 6 e 12m. O impacto das actividades

humanas é considerável.

Largura do corredor ripário inferior a 6m; pouca ou nenhuma vegetação ripária

devido a actividades humanas.

Pontuação (M.E.) M.E. 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

Pontuação (M.D.) M.D. 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XX

Tabela XIX – Ficha para calcular o índice de Qualidade do Bosque de Ribeira (QBR) (Munné et al., 1998)

1 – Grau de cobertura da zona ribeirinha (Pontuação entre 0 e 25)

Pontuação

25 > 80% de cobertura vegetal da zona ribeirinha (as plantas anuais não se contabilizam)

10 50-80% de cobertura vegetal da zona ribeirinha

5 10-50% de cobertura vegetal da zona ribeirinha

0 < 10% de cobertura vegetal da zona ribeirinha

+10

+5

Se a conectividade entre o bosque ribeirinho e o ecossistema florestal adjacente é total

Se a conectividade entre o bosque ribeirinho e o ecossistema florestal adjacente é superior a 50%

-5

-10

Se a conectividade entre o bosque ribeirinho e o ecossistema florestal adjacente é entre 25 e 50%

Se a conectividade entre o bosque ribeirinho e o ecossistema florestal adjacente é inferior a 25%

2 – Estrutura da cobertura (contabiliza-se toda a zona ribeirinha) (Pontuação entre 0 e 25)

Pontuação

25 Cobertura de árvores superior a 75%

10 Cobertura de árvores entre 50 e 75% ou cobertura de árvores entre 25 e 50% e no resto da cobertura os arbustos superam os 25%

5 Cobertura de árvores inferior a 50% e o resto da cobertura com arbustos entre 10 e 25%

0 Sem árvores e arbustos abaixo dos 10%

+10

+5

+5

Se na margem a concentração de helófitos ou arbustos é superior a 50%

Se na margem a concentração de helófitos ou arbustos é entre 25 e 50%

Se existe uma boa conexão entre a zona de arbustos e árvores com um sub-bosque

-5

-5

-10

Se existe uma distribuição regular (linearidade) nos pés das árvores e o sub-bosque é > 50%

Se as árvores e arbustos se distribuem em manchas, sem uma continuidade

Se existe uma distribuição regular (linearidade) nos pés das árvores e o sub-bosque é < 50%

3 – Qualidade da cobertura vegetal (depende do tipo morfológico da zona ribeirinha*) Pontuação entre 0 e 25)

Pontuação Tipo 1 Tipo 2 Tipo 3

25 Número de espécies diferentes de árvores autóctones > 1 > 2 > 3

10 Número de espécies diferentes de árvores autóctones 1 2 3

5 Número de espécies diferentes de árvores autóctones - 1 1 - 2

0 Sem árvores autóctones

+10

+5

+5

+5

Se existe uma continuidade da comunidade ao longo do rio, uniforme e

ocupando > 75% da zona ribeirinha (em toda a sua largura)

Se existe uma continuidade da comunidade ao longo do rio (entre 50 –

75% da zona ribeirinha)

Se existe uma disposição em galeria de diferentes comunidades

Se o número de espécies diferentes de arbustos é: ˃ 2 ˃3 ˃4

-5

-5

-10

-10

Se existem estruturas construídas pelo homem

Se existe alguma espécie de árvore introduzida ** isolada

Se existem espécies de árvores introduzidas formando comunidades

Se existem lixos

4 - Grau de naturalidade do canal fluvial (Pontuação entre 0 e 25)

Pontuação

25 O canal do rio não está modificado

10 Modificações nos terraços adjacentes ao leito do rio com redução do canal

5 Sinais de alteração e estruturas rígidas intermitentes que modificam o canal do rio

0 Rio canalizado na totalidade do troço

-10

-10

Se existe alguma estrutura sólida dentro do leito do rio

Se existe alguma represa ou outra infraestrutura transversal no leito do rio


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXI

Tabela XX - Determinação do tipo geomorfológico da zona ripária para o cálculo do Índice Qualidade do Bosque de Ribeira (QBR). * Característica 3 - qualidade da cobertura vegetal.

Somar o tipo de desnível da margem direita e da esquerda, e somar a pontuação das restantes características.

Tipos de desnível da zona ripária Pontuação

Esquerda Direita

Vertical côncavo (declive > 75º), com uma

altura não superável pelas máximas

cheias

6 6

Igual, mas com um pequeno talude ou

margem inundável periodicamente (cheias

normais)

5 5

Declive entre 45 e 75˚, em escala ou não.

O declive conta-se como como o ângulo

entre a horizontal e a recta entre a zona

de inundação e o último ponto da zona de

ribeira.

3 3

Declive entre 20 e 45˚, em escala ou não.

2 2

Declive < 20˚, zona ribeirinha uniforme ou plana.

1 1

Existência de uma ilha ou ilhas no meio do leito do rio

Largura do conjunto superior a 5 m

-2 -2

Largura do conjunto entre 1 e 5 m -1 -1

Potencialidade de suportar uma massa vegetal ribeirinha. Percentagem de substrato duro com incapacidade para enraizar uma massa vegetal permanente

> 80% Não se pode medir 60 – 80% +6 30 – 60% +4 20 – 30% +2

Pontuação Total

Tipo geomorfológico segundo a pontuação

> 8 Tipo 1 Zonas ribeirinhas fechadas, normalmente de cabeceira, com baixa potencialidade para suportar um extenso bosque de ribeira.

Entre 5 – 8 Tipo 2 Zonas ribeirinhas com uma potencialidade intermédia para suportar uma zona com vegetação, sectores médios dos rios.

< 5 Tipo 3 Zonas ribeirinhas extensas, sectores baixos dos rios, com elevada potencialidade para possuir um bosque extenso.


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXII

Tabela XXI - Classes e respectivo significado dos valores do índice QBR e cores correspondentes a cada classe

Classe Amplitudes de

valores Significado Cor representativa

I 95-100 Cortina ripária sem alterações, estado natural Azul

II 75 – 90 Cortina ripária ligeiramente perturbada, boa qualidade

Verde

III 55 – 70 Início de alterações importantes, qualidade aceitável Amarelo

IV 30 – 50 Fortemente alterado, má qualidade Laranja

V 0 – 25 Degradação extrema, péssima qualidade Vermelho


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXIII

Anexo_5 DIRECTIVA-QUADRO DA ÁGUA

Sistema de classificação no âmbito da Diretiva-Quadro da Água.

Elementos de Qualidade Biológica relevantes para a avaliação do Estado Ecológico.

Sensibilidade dos elementos de qualidade biológica a diferentes pressões antropogénicas em rios.

Limiares máximos para os parâmetros físico-químicos gerais para o estabelecimento do Bom Estado Ecológico em

rios.


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXIV

Figura I - Esquema conceptual do sistema de classificação no âmbito da Diretiva-Quadro da Água (INAG, 2009)

Figura II - Elementos de Qualidade Biológica relevantes para a avaliação do Estado Ecológico (INAG, 2009)


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXV

Tabela XXII - Sensibilidade dos elementos de qualidade biológica a diferentes pressões antropogénicas em rios (INAG, 2009)

Tabela XXIII - Limiares máximos para os parâmetros físico-químicos gerais para o estabelecimento do Bom Estado Ecológico em rios (INAG, 2009)


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXVI

Figura III - Normas de Qualidade aplicáveis a troços caracterizados como águas piscícolas


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXVII

Anexo_6 CARACTERIZAÇÃO CLIMÁTICA

Valores de temperatura do ar (˚C).

Valores de precipitação (mm).

Valores de velocidade média (km/h) e frequência (%) de vento.

Valores de humidade relativa do ar (%).


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXVIII

Figura IV - Valores de temperatura do ar (˚C) verificados na estação de Viseu, para o período de 1961-1990 (PDM-Tondela, 2011)

Figura V - Valores de precipitação (mm) verificados na estação de Viseu, para o período de 1961-1990 (PDM-Tondela, 2011)


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXIX

Figura VI - Valores de velocidade média (km/h) e frequência (%) de vento verificados na estação de Viseu, para o período de 1961-1990 (PDM-Tondela, 2011)

Figura VII - Valores de humidade relativa do ar (%) verificados na estação de Viseu, para o período de 1961-1990 (PDM-Tondela, 2011)


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXX

Anexo_7 ETAR DE CASTRO DAIRE

Comunicação do SEPNA à Associação de Defesa do Vale do Paiva.


Avaliação do Impacto das Descargas da ETAR de Castro Daire no Rio Paiva | XXXI

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